Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente - Università degli ...

Bonifica dei Siti Contaminati
ANALISI DI RISCHIO
SANITARIO AMBIENTALE
Renato Baciocchi, Baciocchi,
Simona Berardi
Università Universit di Roma Tor Vergata
ISPESL

CRITERI DI VALUTAZIONE DELLA
QUALITA’ QUALITA DEL SUOLO (1/3)
1. Criterio della concentrazione di background:
background
basato sul confronto tra le concentrazioni dei
contaminanti misurate nel sito e quelle medie di
fondo rilevabili nel territorio circostante al sito
medesimo.
2. Criterio della concentrazione limite: limite
Consiste nel fissare dei “valori valori limite” limite di
concentrazione con i quali confrontare i risultati
dei campionamenti eseguiti nel sito in esame.

CRITERI DI VALUTAZIONE DELLA
QUALITA’ QUALITA DEL SUOLO (2/3)
2. Criterio della concentrazione limite: limite
Le diverse liste di concentrazione limite per la qualità qualit dei suoli,
elaborate a livello nazionale e internazionale, possono essere
classificate in base a due aspetti caratterizzanti:
a) Criteri indipendenti dall’uso dall uso del suolo e criteri dipendenti
dall’uso dall uso del suolo (in quest’ultimo quest ultimo le concentrazioni limite
sono differenziate in funzione dell’utilizzo dell utilizzo presente o futuro
del sito).
b) Approccio a due livelli (la concentrazione limite Cnb, nb,
indicativa della necessità necessit di una azione di bonifica, è
distinta dalla concentrazione limite Cob, ob,
che è più pi stringente
e che rappresenta l’obiettivo l obiettivo della bonifica).

CRITERI DI VALUTAZIONE DELLA
QUALITA’ QUALITA DEL SUOLO (3/3)
3. Criterio della analisi di rischio: rischio
Si propone di stimare quantitativamente il rischio per la salute
umana e per l’ambiente l ambiente associato ad un sito potenzialmente
contaminato. E’ E possibile distinguere due sottoclassi:
a) Criterio della analisi assoluta di rischio (conduce ad una
valutazione del rischio associato allo specifico sito,
mediante una modellizzazione matematica dei percorsi
“sorgente sorgente di contaminazione-vie contaminazione vie di migrazione-bersagli).
migrazione bersagli).
b) Criterio della analisi relativa di rischio (comprende quei
modelli a punteggio che consentono di creare un sistema di
classificazione dei siti potenzialmente contaminati in
rapporto alla loro pericolosità, pericolosit , con l’obiettivo l obiettivo di giungere ad
una lista di priorità priorit degli interventi da eseguire).

Procedura operativa definita dal DM 471/99
risultati
caratterizzazione
Rifiuti stoccati
Messa in sicurezza
permanente
Progetto Preliminare
Analisi tecnologie
Rispetto limiti
Tabellari
Progetto
Preliminare di
Bonifica
Progetto
Definitivo
Esecuzione interventi
Monitoraggio
NF tecnico-economica del
rispetto
dei limiti del DM 471/99
Progetto di bonifica con
Misure di Sicurezza - AdR
Limitazioni d’uso

Procedura operativa definita dal D.Lgs. D.Lgs.
152/06
C < CSC
Ripristino della zona
Fine
Indagine preliminare
C > CSC
Messa in Sicurezza d’emergenza
Piano di Caratterizzazione
Analisi di Rischio: CSR
C < CSR
C > CSR
Monitoraggio Bonifica/Messa in
Sicurezza
(operativa o permanente)
Fine

I principi fondamentali

LA VALUTAZIONE DEL RISCHIO
(Risk
Risk Assessment)
Assessment
Assessment)
La valutazione assoluta di di rischio si si effettua, in
in
genere, su siti che rappresentano un pericolo
cronico per l’uomo ll’uomo
uomo e/o l’ambiente, ll’ambiente,
ambiente, individuando:
un un livello di di rischio
dei dei valori limite di di concentrazione
in in funzione delle caratteristiche della sorgente
dell’inquinamento, dell dell’inquinamento, inquinamento, dei meccanismi di di trasporto e dei
bersagli della contaminazione.

Procedura per l’analisi l analisi di rischio sanitario
Modo diretto
(Forward)
Modo inverso
(Backward)
Stima del rischio
sanitario
(Baseline Baseline Risk
Assessment)
Assessment
Stima valori guida
generici o target di
bonifica
(Guideline Guideline values o Clean-
up targets)
targets

Procedura RBCA
Basata su standard ASTM (E1739/95 e PS108/98),
derivata da US EPA Risk Assessment Guidance (1989)
Elementi fondamentali:
• approccio basato su 3 livelli di valutazione;
• il passaggio a livelli successivi prevede una
caratterizzazione sempre più accurata del sito e il
progressivo abbandono di ipotesi generiche conservative;
• il grado di protezione della salute e dell’ambiente non varia
comunque tra i diversi livelli di analisi.

LIVELLO DI ANALISI 1
ANALISI DI TIPO SITO-GENERICA;
LA VALUTAZIONE DEI POTENZIALI PER BERSAGLI ON-SITE;
SIMULAZIONE DEL TRASPORTO ATTRAVERSO MODELLI
ANALITICI;
SORGENE
PUNTO DI
ESPOSIZIONE
PRO: CONTRO:
Occorre conoscere la sola
concentrazione in sorgente e la
posizione dei bersagli
Costi di analisi molto ridotti
Risultati estremamente
conservativi

LIVELLO DI ANALISI 2
L’ANALISI DI TIPO SITO-SPECIFICA;
VALUTAZIONE DEI POTENZIALI EFFETTI PER BERSAGLI ON-SITE
ed OFF-SITE;
SIMULAZIONE DEL TRASPORTO ATTRAVERSO MODELLI
ANALITICI;
SORGENTE
PRO: CONTRO:
L’analisi risulta essere più dettagliata
e precisa
PUNTO DI
ESPOSIZIONE
Sono necessari diversi
parametri sito-specifici
Costi più elevati

LIVELLO DI ANALISI 3
L’ANALISI DI TiPO SITO-SPECIFICA;
VALUTAZIONE DEI POTENZIALI EFFETTI PER BERSAGLI OFF-SITE;
SIMULAZIONE DEL TRASPORTO ATTRAVERSO MODELLI
NUMERICI;
SORGENTE
PRO: CONTRO:
L’analisi risulta essere molto
dettagliata
La valutazione tiene conto anche del
tempo
PUNTO DI
ESPOSIZIONE
Sono necessari molti
parametri sito-specifici
Costi più elevati

Riepilogo dei vantaggi e svantaggi in
funzione del livello di analisi
LIVELLO 1 LIVELLO 2 LIVELLO 3
Assunzioni conservative
Numero di dati ed indagini richieste
Quantità Quantit di risorse necessarie
Efficacia economica degli
interventi correttivi

DEFINIZIONE ADOTTATA NELLE PROCEDURE DI SICUREZZA
INDUSTRIALE:
DEFINIZIONE DI RISCHIO
R: rischio associato ad un dato evento
P: probabilità di accadimento
D: danno provocato dall’evento
R = P × D = P × Fp × Fe
Fp: fattore di pericolosità (entità del possibile danno - morte, lesioni, intossicazione)
Fe: fattore di contatto (funzione della durata di esposizione)
DEFINIZIONE ADOTTATA NEL CASO DI SITI CONTAMINATI:
R = E × T
P = probabilità accadimento del danno conclamata (P = 1)
Fp = T [mg/kg d] -1 (Tossicità dell’inquinante)
Fe = E [mg/kg d] (Portata effettiva di Esposizione)

HI =
STIMA DEL RISCHIO
RISCHIO = ESPOSIZIONE x TOSSICITA’
E
TDI
R = E ×
SF
Per le sostanze tossiche: tossiche
E = Esposizione cronica effettiva [mg/kg-giorno]
TDI (o RfD) = Dose di riferimento [mg/kg-giorno]
Per le sostanze cancerogene:
E = Esposizione cronica effettiva [mg/kg-giorno]
SF = Grado di cancerogenicità [mg/kg-giorno] -1

E C poe ⋅ =
C poe = Cs
⋅ FT
EM
=
EM
CR ⋅ EF ⋅ ED
BW ⋅ AT
CR ⋅ EF ⋅ ED
E = Cs
⋅ FT ⋅
BW ⋅ AT
Effetti cancerogeni
CR ⋅ EF ⋅ ED
R = Cs
⋅ FT ⋅
⋅ SF
BW ⋅ AT
ANALISI DI RISCHIO
C poe = concentrazione al punto di esposizione
C s = concentrazione in sorgente
FT = fattore di trasporto
EM = Portata effettiva di esposizione
CR = Tasso di contatto
EF = Frequenza dell’esposizione
ED =Durata dell’esposizione
BW = Peso corporeo
AT = Tempo di mediazione
Effetti tossici
R = E × T
CR⋅
EF ⋅ ED 1
R = Cs
⋅ FT ⋅
⋅
BW ⋅ AT RfD

Principali Manuali e Standard di riferimento
Standard Standard EPA EPA di di riferimento: riferimento:
• ASTM E-1739 E 1739 (USA 1995) “Standard guide for Risk Based Corrective
Action Applied at Petroleum Release Sites-RBCA” .
• ASTM PS-104 PS 104 (USA 1998) “Standard Standard provisional guide for Risk-Based Risk Based
Corrective Action”
Action
• Manuale UNICHIM N. 196/1 (2002) “Suoli Suoli e falde contaminati: analisi
di rischio sito-specifica
sito specifica, , criteri e parametri”. parametri .
• APAT 2006 rev.1 rev.1
“Criteri Criteri metodologici per l’applicazione
l applicazione
dell’analisi dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati”.
contaminati

“Criteri Criteri metodologici per l'applicazione dell'analisi assoluta di
rischio ai siti contaminati” contaminati (Edizione 2005)” 2005)
approntato dall’Università di Roma “Tor Vergata” sulla base delle
indicazioni di un gruppo di lavoro coordinato dall’APAT e costituito
da rappresentanti dei principali
istituti scientifici nazionali (ISS, ISPESL e ICRAM) e da rappresentanti
delle ARPA.

APAT 2006 rev.1 rev.1
“Criteri Criteri metodologici ……”
Il manuale “Criteri Criteri metodologici ….” (APAT, 2006) si propone
come strumento utile alla applicazione della analisi di rischio
sito-specifica
sito specifica per la salute umana derivante da un sito
contaminato, in corrispondenza ad un livello 2 di analisi.
Obiettivo primario del documento è quello di ridurre, quanto
più pi possibile, le numerose aleatorietà aleatoriet ad oggi presenti
nell’applicazione nell applicazione dell’analisi dell analisi di rischio ai siti contaminati e
comprende essenzialmente i seguenti elementi:
l’analisi analisi dello stato dell’arte dell arte in materia;
l’indicazione indicazione delle equazioni da utilizzare in ogni fase della
procedura;
la definizione di criteri guida per la scelta dei valori per i
parametri di input ;
l’applicazione applicazione del principio del “reasonable
reasonable worst case”. case .

Definizione del Modello Concettuale
Sorgente
Trasporto Bersaglio
Stima del RISCHIO
o dell’Indice dell Indice di Pericolo

Definizione del Modello Concettuale
Diagramma di flusso [APAT rev. 1, 2006]

Definizione del Modello Concettuale
Sorgente
Geometria Geometria del sito e della
sorgente
Calcolo Calcolo della concentrazione
rappresentativa (CRS)
Selezione Selezione degli inquinanti
indicatori
Definizione Definizione delle proprietà propriet
chimico-fisiche chimico fisiche e tossicologiche
Trasporto Bersaglio
Stima del RISCHIO
o dell’Indice dell Indice di Pericolo

Sorgente di contaminazione
La sorgente di contaminazione può essere differenziata in:
• sorgente primaria, primaria,
data dall’elemento dall elemento che è causa di
inquinamento (es. accumulo di rifiuti)
• sorgente secondaria, secondaria,
identificata con il comparto ambientale
oggetto di contaminazione (suolo, acqua, aria).
La procedura di analisi di rischio si applica riferendosi
esclusivamente alla sorgente secondaria di contaminazione,
identificata in:
• zona insatura, insatura,
a sua volta classificabile come:
• suolo superficiale (SS), (SS),
compreso tra 0 ed 1 m di
profondità profondit dal piano campagna e
• suolo profondo (SP), con profondità profondit maggiore di 1 m dal
piano campagna;
• zona satura, satura,
o acqua sotterranea (GW).

Geometria della ZONA VADOSA e della sorgente di
di
contaminazione in in zona vadosa

Geometria della ZONA VADOSA e della sorgente di
di
contaminazione in in zona vadosa
SIMBOLO
Geometria della zona insatura
PARAMETRO
UNITA' DI
MISURA
Valore di
default
Riferimento
LGW Profondità del piano di falda
cm 300 RBCA(ASTM 1998)
hcap Spessore frangia capillare
cm 18,8 Tab. 3.1.2 - doc. APAT
hv Spessore della zona insatura
cm 281,2 = LGW - hcap
D Spessore del suolo superficiale
cm 100 RBCA(ASTM 1998)
Frazione areale di fratture nel pavimento
ηout adim. 1 assunz. conservativa
outdoor
Geometria della sorgente di contaminazione in zona insatura
Profondità del top della sorgente nel suolo
Ls (SS) cm 0 assunz. conservativa
superficiale rispetto al p.c.
Profondità del top della sorgente nel suolo
Ls (SP) cm 100 assunz. conservativa
profondo rispetto al p.c.
Profondità della base della sorgente
Lf cm 300 assunz. conservativa
rispetto al p.c.
Spessore della sorgente nel suolo profondo
ds cm 200 RBCA(ASTM 1998)
(insaturo)
Spessore della sorgente nel suolo
d cm 100 assunz. conservativa
superficiale (insaturo)
Spessore della sorgente nel suolo insaturo
cm 300 assunz. conservativa
Soggiacenza della falda rispetto al top
LF cm 300 assunz. conservativa
della sorgente

Geometria della ZONA SATURA e della sorgente di
di
contaminazione in in zona satura

SIMBOLO
Geometria della ZONA SATURA e della sorgente di
di
contaminazione in in zona satura
Geometria della zona satura
PARAMETRO
UNITA' DI
MISURA
Valore di
default
da Spessore della falda
cm ---
Geometria della sorgente in zona satura
Riferimento
W
Estensione della sorgente nella direzione
del flusso di falda
cm 4500 RBCA(ASTM 1998)
Sw Estensione della sorgente nella direzione
ortogonale al flusso di falda
cm 4500 RBCA(ASTM 1998)
Spessore della zona di miscelazione in
δgw cm 200 RBCA(ASTM 1998)
falda
A cm 2 Area della sorgente (rispetto alla direzione
20250000 RBCA(ASTM 1998)
del flusso di falda)

Geometria della zona satura e insatura
Criteri per la stima dei parametri geometrici [APAT, 2006]
SONO
DISPONIBILI
MISURE
DIRETTE ?
NO
SONO
DISPONIBILI
DATI STORICI ?
NO
CRITERIO PER LA STIMA DEI PARAMETRI GEOMETRICI
SI
SI
Applicazione, ove possibile, dei
criteri di stima indiretta.
N > 10 ?
(N = numero di misure)
NO
SI
• Se il valore più conservativo è il minimo
→ Selezione del MINIMO.
• Se il valore più conservativo è il
massimo → Selezione del MASSIMO.
• Se il valore più conservativo è il
minimo → Calcolo dell’LCL 95%.
• Se il valore più conservativo è il
massimo → Calcolo dell’UCL 95%.

Geometria della zona satura e insatura
Criteri di stima indiretta dei parametri geometrici
[APAT, 2006]
δ
gw
Spessore Spessore
della della
zona zona
di di
miscelazione miscelazione
della della
falda:
falda:
0.
5
= ( 2α
z ⋅W
) + b(
1−
exp[( −IefW
) /( v ene
b)]

Criterio per la definizione della Geometria della sorgente
in zona INSATURA [APAT 2006]
Estensione superficiale (lunghezza e larghezza) della sorgente
• campionamento effettuato secondo una disposizione a griglia, per per
siti interi non suddivisibili in subaree o per le singole subaree subaree
di siti di
grandi dimensioni.
• Estensione superficiale individuata dall’area dall area delimitata dalle maglie
più pi esterne contenenti almeno un punto di campionamento con
concentrazione di almeno un contaminante superiore alle CSR.
Estensione verticale della sorgente
tale estensione è pari alla differenza tra la minima e massima quota,
rispetto al piano campagna, alla quale è stata riscontrata
concentrazione di almeno un contaminante superiore alla CSC.

Criterio per la definizione della Geometria della sorgente
in zona INSATURA e SATURA [APAT 2006]
Qualora, a giudizio dell’Ente dell Ente di Controllo e sulla base delle
evidenze analitiche o, sia possibile delimitare due sorgenti,
una nel suolo superficiale e una nel suolo profondo, con
caratteristiche geometriche e/o valori di contaminazione molto
differenti, i parametri geometrici (lunghezza e larghezza)
possono essere diversificati per le due sorgenti considerate.
considerate.
Sorgente di contaminazione in zona satura:
• ricavata da misure dirette o estrapolata dai dati relativi alla
sorgente in zona insatura che si suppone lisciviare in falda.

Criterio per la suddivisione in sub-aree sub aree di un sito
di grandi dimensioni [APAT 2006]
La possibilità possibilit di suddivisione di un sito di grandi dimensioni in
subaree può essere valutata da parte dell’ente dell ente controllore solo
qualora sussistano le seguenti condizioni:
1. Evidente disomogeneità disomogeneit delle caratteristiche geologiche ed
idrogeologiche all’interno all interno dell’area dell area perimetrata (ad esempio
presenza di faglie, condizioni di eteropia, etc.); etc.);
2. Netta differenziazione di tipologia ed origine della contaminazione
all’interno all interno dell’area dell area perimetrata (ad esempio aree contaminate
esclusivamente da metalli ed aree contaminate esclusivamente da
idrocarburi);
3. Evidenti differenze nell’utilizzo
nell utilizzo dell’area dell area perimetrata, nelle
modalità modalit di esposizione e/o nella tipologia dei ricettori esposti.
E’ sufficiente che una sola delle condizioni sopra citate sussista per
poter dividere il sito in subaree.

Concentrazione Rappresentativa alla
Sorgente (CRS)
SELEZIONE DELLA
DISTRIBUZIONE DI
PROBABILITA’
CALCOLO DELL’UCL
CON APPLICAZIONE DI
SPECIFICHE PROCEDURE
STATISTICHE
VALUTAZIONE DE DATI
E’ POSSIBILE
APPLICARE
CRITERI
STATISTICI ?
SI NO
C RS =C MAX (Concentrazione
massima
analiticamente determinata)
SI
UCL > C MAX ?
NO
C RS = UCL

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Il data-set data set deve essere suddiviso in relazione ad ogni sorgente
secondaria di contaminazione: Suolo Superficiale (SS), Suolo Profondo Profondo
(SP) e Falda (GW).
Per stabilire l’applicabilit
l applicabilità di criteri statistici è necessario:
• Esaminare l’ampiezza l ampiezza del data-set. data set. Per ogni data-set data set (SS, SP, GW), il
numero di dati a disposizione non può essere inferiore a 10.
• Verificare che il campionamento sia uniformemente distribuito su
tutta la sorgente di contaminazione.
• Identificare gli outlier e distinguere i “veri veri outlier” outlier dai “falsi falsi outlier”. outlier .
• Identificare i Non-Detect
Non Detect e porre i Non-Detect
Non Detect pari al corrispondente
Detection Limit (ND = DL). DL)

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Le distribuzioni di probabilità probabilit più pi comunemente
utilizzate per la loro rappresentazione sono:
• distribuzione gaussiana o normale
• distribuzione lognormale
• distribuzione gamma
• distribuzione non parametrica.

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Distribuzione dei dati

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Distribuzione dei dati

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Distribuzione Gamma - Molti data set che presentano asimmetrie possono essere
rappresentati sia mediante una distribuzione lognormale che da una distribuzione di tipo
gamma, specialmente nei casi in cui il numero di campioni n è inferiore a 70-100.
La distribuzione gamma è generalmente definita da due parametri: k (parametro di forma)
e θ (parametro di scala); il loro prodotto è pari alla media aritmetica x .
Funzione f ( x;
k,
θ )
1 ( k −1)
( −x
/ θ )
= x e x>0, k>0, θ>0
k
θ Γ
( k)
Distribuzione non parametrica – Nel caso in cui non sia possibile dimostrare che i
valori di un data set seguano una tra le suddette distribuzioni (ad esempio a causa dello
scarso numero di campioni) o qualora risulti, dalla applicazione dei test statistici, che
nessuna distribuzione approssimi bene l’insieme dei dati, allora si parla di data set non
parametrici.
Distribuzione dei dati

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Test per la selezione del tipo di Distribuzione
TIPO DI TEST
"Shapiro e Wilk test"
(n < 50)
NORMALE
TIPO DI DISTRIBUZIONE
LOG
NORMALE
GAMMA
NON
PARAMETRICA
X X --- ---
Rif.
Bibliografico
[Gilbert , 1987],
[sof t w are
Pr o UCL ver .
3.0]
"D'Agostino test"
(n = 50)
X X --- --- [Gilbert , 1987]
“Normal Quantile-
Quantile (Q-Q) Plot”
X X --- ---
“Lilliefors Test” X X --- ---
“Gamma Quantile-
Quantile (Q-Q) Plot”
--- --- X ---
[software
ProUCL ver. 3.0]
“Kolmogorov-Smirnov
test”
--- --- X ---
"Anderson Darling
test"
--- --- X ---

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
I criteri di calcolo per la stima della CRS si riferiscono essenziamente
alle seguenti grandezze statistiche:
• valore massimo; massimo
• media aritmetica, per una distribuzione normale;
• media geometrica, per una distribuzione lognormale;
lognormale
• UCL 95% per una distribuzione normale;
• UCL 95% per una distribuzione lognormale;
lognormale
• UCL 95% per una distribuzione gamma;
• UCL 95% per una distribuzione non parametrica;
• Percentile 95%.

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Metodi di stima della concentrazione rappresentativa
UCL distribuzione normale
Calcolo dell’UCL della media aritmetica – “Metodo della t di Student”
n 1
FASE 1 Si calcola la media aritmetica degli n dati: x = ∑
n i=
n 1
FASE 2 Si calcola la deviazione standard: σ = ( xi
− x)
n − 1
FASE 3 Si ricerca nell’apposita tabella [Tab. A2, Gilbert 1987] il valore della t
di Student per il caso particolare, univocamente determinato una volta
noti il valore di α e (n-1).
FASE 4 Si calcola l’ UCL ( 1−α
) della media:
UCL 1
( 1−
α ) = x + t(
α , n−
) σ / n
∑
i=
1
1
xi
2

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Metodi di stima della concentrazione rappresentativa
UCL distribuzione lognormale
Calcolo dell’UCL della media geometrica – “Metodo Land”
FASE 1 Si calcola la media aritmetica della variabili trasformate y = ln x :
y =
1
n
n
∑
i=
1
ln
xi
FASE 2 Si calcola la deviazione standard associata:
σ
y
=
n 1
∑=
n i 1
( ) 2
y − y
i
FASE 3 Si ricerca nell’apposita tabella [Tab. A10-A12, Gilbert 1987] il valore
della H statistica per il caso particolare, individuabile disponendo di n
e dellaσ y .
FASE 4 Si calcola l’ UCL ( 1−α
) della media:
2 ( / n − 1)
UCL y
( −α
) = exp y + 0,
5σ
y + H ( 1−α
, σ ) σ
1 y

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
UPPER CONFIDENCE LIMITS (95%)
Statisticamente l’UCL l UCL 95% di una media è definito come un valore che,
quando calcolato ripetutamente per un sottoinsieme di dati scelti scelti
a caso,
eguaglia o supera il valore vero della media il 95% delle volte.
Tale valore rappresenta una stima altamente conservativa del valore valore
vero
della media. Viene comunque utilizzato nel calcolo della CRS poich poiché
tiene
conto dell’incertezza dell incertezza legata al calcolo della media che non detto fornisca
sempre una stima realmente rappresentativa, dato il numero finito finito
di
campioni a disposizione.
PERCENTILE 95%
Il percentile rappresenta la condizione in cui una percentuale x x della
distribuzione è minore o pari al valore del percentile. In particolare, quindi,
il percentile al 95% è quel valore che eguaglia o supera il 95% dei valori di
concentrazione che costituiscono l’insieme l insieme dei dati. Tale valore rappresenta
quindi, in genere, una stima più pi conservativa rispetto all’UCL all UCL 95%.

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Documento APAT 2006: 2006
• Individuare la distribuzione di i probabilità probabilit che approssimi meglio
l’insieme insieme dei dati disponibili (software ProUCL ver. 3.0).
• Applicare la procedura statistica corrispondente al tipo di
distribuzione riconosciuta. A seconda del tipo di distribuzione,
selezionata come maggiormente rappresentativa del data set in
esame, è possibile individuare il più pi appropriato criterio per il
calcolo dell’UCL. dell UCL. (software ProUCL ver. 3.0).

Metodi di stima della concentrazione rappresentativa
Software Pro-UCL Pro UCL
Calcolo dell’UCL dell UCL (distribuzione lognormale)
lognormale
σy
Numero di
campioni (n)
UCL consigliato
σ y < 0.
5 per ogni n
Student’s t, Modified-t,
H-UCL(metodo Land)
0 . 5 ≤ σ y < 1 per ogni n H-UCL
1 ≤ σ y < 1.
5
n

Metodi di stima della concentrazione rappresentativa
Software Pro-UCL Pro UCL
Calcolo dell’UCL dell UCL
• Distribuzione normale: metodo della t di Student
k
Numero di
campioni (n)
Distribuzioni Gamma
UCL consigliato
k ≥ 0.
5 per ogni n Approximate gamma 95%UCL
0 . 1 ≤ k < 0.
5 per ogni n Adjusted gamma 95%UCL
k

Metodi di stima della concentrazione rappresentativa
Software Pro-UCL Pro UCL
Calcolo dell’UCL dell UCL – distribuzione non parametrica
σy
Numero di
campioni (n)
σ ≤ 0.
5 per ogni n
y
UCL consigliato
UCL calcolato con Student’s t
oppure Modified-t Statistic
0. 5 < σ y ≤ 1 per ogni n 95% Chebyshev(Media,Dev.Standard)UCL
1 < σ y ≤ 2
n

Caso Studio 1
• Suolo profondo : campionamenti tra 4.5 e 23 m da p.c.
• 42 specie chimiche tutte di natura organica
SOSTANZA
NUMERO
CORRISPONDENTE
SOSTANZA
NUMERO
CORRISPONDENTE
Fenolo #35 1 Idrocarburi C16#576 24
Naphthalene#270 2 Idrocarburi C17#650 25
Methylnaphthalene #374 3 Idrocarburi C18#721 26
Acenaphthylene #518 4 Idrocarburi C19#722 27
Acenaphthene#546 5 Idrocarburi C20#852 28
Fluorene #625 6 Idrocarburi C21#852 29
Phenanthrene #785 7 Idrocarburi C22#1080 30
Anthracene #791 8 Idrocarburi C23#1083 31
Fluoranthene#985 9 Idrocarburi C24#1081 32
Pyrene#985 10 Idrocarburi C25#1081 33
Benzo(a)anthracene #1215 11 Idrocarburi C26#1183 34
Chrysene#1222 12 Idrocarburi C27#1183 35
Benzo(b
#1391
or k)fluoranthene
13 Idrocarburi C28#1278 36
Benzo(a)pyrene#1436 14 Idrocarburi 29#1367 37
Dibenzo(a,h)anthracene#1579 15 Idrocarburi C30#1367 38
Benzo(ghi)perylene #1588 16 Idrocarburi C31#1367 39
Indeno(1,2,3-cd)pyrene#1587 17 Idrocarburi C32#1450 40
Idrocarburi C10#57 18 Idrocarburi C33#1531 41
Idrocarburi C11#151 19 Idrocarburi C34#1530 42
Idrocarburi C12#242 20
Idrocarburi C13#417 21
Idrocarburi C14#417 22
Idrocarburi C15#576 23

Caso Studio 1
• Ampiezza del data set: 37 campioni
• Uniformità campionamento: campionamento a griglia
• Identificazione outlier: data base già validato (veri outlier
eliminati)
• Non-detect: Individuati e posti pari al Detection Limit

scala logaritmica
1000
100
10
1
Caso Studio 1
Fig. 1 - Caso 1: Media aritmetica, media geometrica e mediana
1 3 5 7 9 11131517192123252729313335373941
sostanza
• Distribuzione di tipo non parametrico per 41/42 sostanze
• Distribuzione di tipo Gamma per C10
media
aritmetica
mediana
media
geometrica

Concentrazione rappresentativa
• UCL 95% Chebyshev per 0.5

100000
scala logaritmica
Concentrazione rappresentativa
• UCL 95% Chebyshev per 0.5

Caso Studio 1
Confronto tra massimo, media aritmetica, percentile 95%, ProUCL
scala log aritm ica
10000
1000
100
10
Fig. 4 - Caso 1: Confronto tra valore massimo, media aritmetica, percentile 95% e UCL calcolato da "ProUCL"
1 2 3 4 5 6 7 8 9 101112131415161718192021222324252627282930313233343536373839404142
sostanza
massimo
media
aritmetica
Percentile
95%
UCL
CONSIGLIATO
• UCL compreso tra massimo e media aritmetica (segue percentile 95%)
• Per sostanze 1,4,5,28,31,32 UCL superiore a percentile

scala logaritmica
10000
1000
100
10
Caso Studio 1
Confronto valori con e senza outlier (1,4,5,28,31,32)
Fig.5 Caso 1: confronto valori con e senza outlier
1 4 5 8 28 31 32
massimo
media aritmetica
Percentile 95%
UCL CONSIGLIATO
massimo senza outlier
media aritmetica senza outlier
Percentile 95% senza outlier
UCL consigliato senza outlier

Concentrazione Rappresentativa alla Sorgente
(CRS)
Con la revisione 1 (2006) del documento APAT, sono stati
ulteriormente chiariti alcuni aspetti della suddetta procedura, in
particolare:
il numero minimo di dati, corrispondente a 10, necessario per
l’esecuzione esecuzione di analisi di tipo statistico, si riferisce ai sondaggi sondaggi
effettuati nell’area nell area in cui viene applicata l’analisi l analisi di rischio e non ai
campioni disponibili che, paradossalmente, potrebbero essere
relativi a uno stesso sondaggio;
l’UCL UCL deve essere calcolata prendendo in considerazione tutti i dati dati
di concentrazione disponibili, e caratterizzare la sorgente di
contaminazione anche con quelli che non superano i valori di
riferimento indicati dalla normativa vigente;
infine, per il calcolo dei valori rappresentativi di concentrazione concentrazione
nel
suolo (SS, SP) e nelle acque sotterranee (GW), nei casi in cui siano siano
applicabili analisi di tipo statistico, devono essere applicati
determinati criteri descritti nel dettaglio nel documento APAT 2006. 2006.

Selezione degli inquinanti Indicatori
In generale, gli inquinanti indicatori devono essere identificati identificati
con le
specie chimiche inquinanti, inquinanti,
indagate nell’ambito nell ambito della campagna di
indagine diretta, aventi valori di concentrazione nel suolo o in falda
superiori ai valori di riferimento indicati dalla normativa vigente vigente
:
C > CSC
In alcuni casi però può accadere che il numero di tali specie chimiche chimiche
sia
talmente elevato da rendere complessa e dispendiosa l’applicazione l applicazione della
analisi di rischio, sia per il tempo impiegato sia per le risorse risorse
da investire.
Inoltre, la trattazione dell’intero dell intero insieme può portare all’ottenimento all ottenimento di
risultati di difficile comprensione, se non addirittura fuorvianti fuorvianti
rispetto al
rischio dominante presente nel sito.

Selezione degli inquinanti Indicatori
In questi casi, il documento APAT
2006 fornisce un criterio di
selezione degli inquinanti
indicatori finalizzato alla riduzione
del numero di specie chimiche da
inserire nella procedura di analisi
e selezionando quelle più pi
importanti, ossia quelle alle quali
è associato un rischio maggiore
per l’uomo. l uomo.
Identificazione degli INQUINANTI INDICATORI
Fase 1: Raggruppamento delle specie chimiche
in classi, in funzione della loro
tipologia
Fase 2: Raggruppamento delle specie chimiche
in sotto-classi, in funzione della loro
cancerogenicità
Fase 3: Selezione dell’inquinante indicatore per
ogni sotto-classe in funzione del
valore
tossicità.
di concentrazione e di
Fase 4: Attribuzione all’inquinante indicatore
della concentrazione totale della
sotto-classe.

Selezione degli inquinanti Indicatori
R = C × T in cui
ij
ij
ij
R ij è il fattore di rischio della specie“i” nella matrice “j”
C ij è la concentrazione della specie “i” nella matrice “j”
T ij è il valore di tossicità della specie “i” nella matrice “j”.
R = R + R + R + ... +
j
1 j
2 j
Per ogni sottoclasse si seleziona l’inquinante indicatore come quello
caratterizzato dal valore R ij /R j più elevato.
N.B. Il valore di concentrazione utilizzato nel calcolo del fattore di rischio R
deve corrispondere a quello della concentrazione rappresentativa calcolata
(CRS). Ciò permette di tener conto, anche se indirettamente, dell’estensione
della sorgente di contaminazione.
3 j
R
ij

Parametri chimico-fisici degli inquinanti
Paramerti chimico-fisici e tossicologici degli inquinanti
MW MW (g/mole)
Pressione di Vapore VaPr (mm Hg)
Solubilità S (mg/l)
Coefficiente di Diffusione in Acqua Dair (cm2/sec)
Coefficiente di Diffusione in Aria Dwat (cm2/sec)
Punto di Ebollizione BP (°C)
Costante di Henry H (adim.)
Coefficiente di Partizione Acqua/Aria K w ( = 1/H) (adim.)
Coefficiente di Partizione Ottanolo/Acqua K ow (adim.)
Coefficiente di Adsorbimento Carbonio-Acqua Koc (ml/g)
Coefficiente di Partizione Suolo/Acqua Kd ( = foc x Koc) (ml/g)
Fattore di Bioconcentrazione BCF (adim.)

SOLUBILITA’ (S) (S)
rappresenta la quantità quantit massima di un composto che
può trovarsi disciolta, a temperatura t, in un dato
volume di acqua
indica la mobilità mobilit in fase liquida di un contaminante sia
nella zona insatura che in quella satura
unità unit di misura : 1 mg/l = 1 ppm
I valori sono reperibili in bibliografia (t = 20 – 25 °C) C) o
mediante misure in laboratorio

PRESSIONE DI DI VAPORE (PV)
rappresenta, per un composto puro, la pressione gassosa
corrispondente all’equilibrio liquido-vapore
permette di valutare il grado di volatilizzazione di un dato
contaminante in fase liquida, nella zona insatura.
dipende fortemente dalla temperatura: p v = A ⋅ e -B/T
dove T è la temperatura assoluta (°K) e A,B sono costanti
caratteristiche del contaminante.
unità di misura: 1 atm= 1,0133⋅10 5 Pa= 760 mmHg
Si misura in laboratorio ed i risultati delle misure sono in
genere disponibili da bibliografia.

COSTANTE DI DI HENRY (H) (H)
rappresenta il coefficiente di partizione aria/acqua
' H
H = =
RT
dove R = costante universale dei gas (R = 8.2 x 10 -5 atm-m3 atm /mol-°K);
/mol K);
T = temperatura assoluta [°K]; [ K]; H’ H [adim adim]; ]; H [atm-m [atm 3 /mol mol]
Permette di valutare il grado di volatilizzazione, nell’aria nell aria
interstiziale, di un contaminante che si trovi disciolto nell’acqua
nell acqua
interstiziale presente tra i pori del terreno
C
C
dipende dalla pressione di vapore e dalla solubilità:
solubilit :
PV × M
H =
S
dove M = peso molecolare [g/mol [g/ mol] ]
a
w

Coefficiente di di partizione ottanolo-acqua (k (kow )
ow )
Riflette la tendenza di un inquinante di ripartirsi fra la fase
organica (ottanolo
( ottanolo) ) e l’acqua l acqua
Si misura in laboratorio ed i risultati delle misure sono in
genere disponibili da bibliografia.
Coefficiente di di partizione nel nel carbonio organico (k (koc )
oc )
Riflette la tendenza di un inquinante di ripartirsi fra il carbonio carbonio
organico presente nel suolo e l’acqua l acqua
Si misura in laboratorio ed i risultati delle misure sono in
genere disponibili da bibliografia; può essere stimato secondo
la formula seguente:
koc oc [ml/g] = kow ow [adim adim] ] x 0,41
Per le sostanze inorganiche: koc oc = 0

Coefficiente di di partizione suolo-acqua (k (kd )
d )
Rappresenta la frazione di contaminante assorbita sul
suolo rispetto al contaminante in soluzione in
condizioni di equilibrio
Per le sostanze organiche: kd = koc oc x foc oc
dove foc oc = frazione di carbonio organico nel suolo [g- [g
C/g-suolo]
C/g suolo]
Per le sostanze inorganiche kd è fortemente sito-
specifica ed è funzione del pH dell’acqua.
dell acqua.

Coefficiente di di diffusione in in acqua e in in aria (D (Dwat ,
wat , D air )
air )
La diffusione è un processo per cui le sostanze
chimiche, presenti in forma ionica o molecolare, si
muovono entro la massa liquida o gassosa sotto
l’influenza influenza della loro attività attivit cinetica
Tale moto avviene lungo la direzione del loro gradiente
di concentrazione
La diffusione termina solo quando il gradiente di
concentrazione si annulla, cioè cio quando la soluzione si
trova alla medesima concentrazione in ogni punto.
unità unit di misura : [cm 2 / sec]

Parametri TOSSICOLOGICI:
Sostanze non cancerogene (1/2)
RfD = Reference Dose [mg/kg/giorno]:
stima dell’esposizione dell esposizione media giornaliera a cui è sottoposto
l’uomo, uomo, che non produce effetti avversi apprezzabili
sull’organismo sull organismo durante il corso della vita.
RfD =
NOAEL
UFxMF
RISCHIO RISCHIO = ESPOSIZIONE ESPOSIZIONE x TOSSICITA’
TOSSICITA’
risposta
Effetti tossici
UFxMF
RfD NOAEL dose (mg/kg/day)
NOAEL (No Observed Adverse Effect Level)
NOEL (No Observed Effect Level)
UF (Fattore di Incertezza)
MF (Fattore di Modifica)

UF (Fattore di di Incertezza)
il fattore di incertezza è un multiplo di 10
ogni fattore rappresenta una specifica area di incertezza
inerente ai dati disponibili.
Per esempio:
UF 1 = 10 per tener conto delle possibili differenze di risposta tra
uomini e animali nel caso di esposizione prolungata
UF 2 = 10 per tener conto delle variazioni di sensibilità sensibilit tra diversi
individui di una popolazione umana
UF 3 = 10 per tener conto di un data-base data base incompleto (ad esempio,
nei casi in cui sono disponibili solo risultati relativi ad effetti effetti
sub-
cronici)
UF TOT = 100 è stato ritenuto appropriato per molte specie chimiche.
UF TOT = 1 sostanze per le quali è disponibile una buona caratterizzazione degli
effetti sull’uomo sull uomo

MF (Fattore di di Modifica)
Il fattore di modifica MF può assumere valori compresi tra
1 e 10.
La sua magnitudo dipende da vari fattori, tra i quali la
valutazione della incertezza scientifica dei dati
tossicologici disponibili per la data specie chimica, il
numero di specie testate, ecc.
Il valore di default assunto per l’MF l MF è, , in genere, pari a 1.

RISCHIO = ESPOSIZIONE x TOSSICITA’
Parametri TOSSICOLOGICI:
Sostanze non cancerogene (2/2)
RfC = Reference Concentration [mg/m 3 ] : (inalazione)
stima dell’esposizione dell esposizione continua a cui è sottoposto l’uomo l uomo (in
termini di una concentrazione in una matrice ambientale), che
non produce effetti avversi durante tutto il corso della vita.
RfD = RfC (1 / 70 kg) x (20 m 3 /giorno)

RISCHIO RISCHIO = ESPOSIZIONE ESPOSIZIONE x TOSSICITA’
TOSSICITA’
Parametri TOSSICOLOGICI:
Sostanze cancerogene (1/2)
SF = Slope Factor [mg/kg/giorno] -1 :
Probabilità Probabilit di casi incrementali di tumore nella vita
per unità unit di dose
Pendenza della curva dose-effetto dose effetto nella zona
relativa alle basse dosi.
risposta
Effetti cancerogeni
SF
dose (mg/kg-day)

RISCHIO = ESPOSIZIONE x TOSSICITA’
Parametri TOSSICOLOGICI:
Sostanze cancerogene (2/2)
UCR = Unit Cancer Risk [μg/m g/m3 ] -1 : (inalazione)
probabilità probabilit di casi incrementali di tumore nel corso della vita
per unità unit di concentrazione.
SF = UCR (70kg)x(1/20m 3 /giorno)x(1000ug/mg)

Classificazione EPA in funzione della cancerogenicità
cancerogenicit
Categoria Criterio
Studi epidemiologici indicano che la sostanza è cancerogena per l’uomo con
A
sufficiente evidenza.
Studi epidemiologici indicano che la sostanza è probabilmente cancerogena per
B1
l’uomo con limitata evidenza.
Studi condotti sugli animali indicano che la sostanza è probabilmente cancerogena
B2 per l’uomo con sufficiente evidenza, ma gli studi epidemiologici ne dimostrano la
cancerogenicità con inadeguata evidenza oppure non esistono dati.
Studi condotti sugli animali indicano la possibile cancerogenicità della sostanza con
C
limitata evidenza in assenza di dati riguardanti l’uomo.
Sostanza non classificabile come cancerogena per l’uomo a motivo di inadeguata
D
evidenza di cancerogenicità riscontrata per uomo e animali.
Sostanza non cancerogena per l’uomo. Non è stata rilevata evidenza di
E cancerogenicità da almeno due test eseguiti su due differenti specie animali o da
opportuni studi epidemiologici o su animali.

Proprietà Propriet chimico-fisiche
chimico fisiche e tossicologiche
degli inquinanti
Proprietà Specie chimica
ROME
ver. 2.1
GIUDITTA
ver.3.0
BP-RISC
ver. 4.0
RBCA Tool
Kit ver. 1.2
Koc / Kd (ml/g) Rame 3,50E+01 1,00E+04 2,47E+00 2,97E+02
Solubilità (mg/l) Arsenico 1,00E+03 1,40E-01 nd 4,41E+05
Pressione di vapore (mm Hg) Cianuri (liberi) 1,00E+05 3,08E+02 0,00E+00 1,38E+01
Coefficiente di diffusione in aria
(cm2/s)
Coefficiente di diffusione in
acqua (cm2/s)
Benzo(g,h,i)perilene 1,00E-01 2,01E-02 4,10E-02 4,90E-02
Cloruro di vinile 1,23E-06 1,23E-06 8,50E-06 1,23E-05
SF Oral. Berillio 4,30E+00 4,30E+00 ND 5,70E-06
RfD Inal. Crisene 3,00E-02 ND ND 2,57E-07
Documento APAT: APAT Banca dati ISPESL-ISS ISPESL ISS

Definizione del Modello Concettuale
Sorgente
Individuazione Individuazione delle vie di
migrazione e di esposizione
Stima Stima dei parametri sito-specifici
sito specifici
per ogni matrice ambientale
Calcolo Calcolo dei fattori di trasporto dei
contaminanti per le diverse vie di
migrazione
Trasporto Bersaglio
Stima del RISCHIO
o dell’Indice dell Indice di Pericolo

Concentrazione nel Punto di di Esposizione
RISCHIO = ESPOSIZIONE x TOSSICITA’
TOSSICITA TOSSICITA’
E = C × POE
EM
E = Esposizione [mg/kg - giorno]; assunzione cronica giornaliera del contaminante
EM = Portata effettiva di esposizione, es. [L (kg giorno) -1 ]; quantità di suolo ingerita
o di aria inalata o di acqua contaminata bevuta al giorno per unità di peso
corporeo
C poe = Concentrazione del contaminante nel suolo, nell’acqua, nell’aria o negli alimenti
calcolata in corrispondenza del punto di esposizione, es. [mg/L] o [mg/kg-suolo]

Sorgente di
contaminazione
Concentrazione nel Punto di di Esposizione
C = C poe s
⋅
Meccanismi di
trasporto
FT
C poe = concentrazione al punto di esposizione
C s = concentrazione in sorgente
FT = fattore di trasporto
Bersagli della
contaminazione

(3.2) Vie di migrazione: criteri per la stima dei parametri
Per il calcolo dei fattori di trasporto (FT) e, quindi, per stimare la
concentrazione della specie chimica in corrispondenza del bersaglio
(Cpoe), nota quella alla sorgente (Cs), è indispensabile determinare le
caratteristiche fisiche dei comparti ambientali coinvolti:
• suolo insaturo
• suolo saturo
• aria outdoor
• aria indoor
• acqua superficiale
Per un’analisi di livello 1, in genere, vengono utilizzati “valori sito-generici”
(“valori di default”), ossia valori indipendenti dalle caratteristiche specifiche
del sito in esame. Questi sono definiti sulla base di assunzioni
estremamente conservative.
Per un livello 2 e 3 di analisi, si utilizzano “valori sito-specifici”, ossia valori
strettamente dipendenti dalle caratteristiche del sito potenzialmente
contaminato.

3.2.1 Criteri per la stima dei parametri caratteristici del sito
SONO
DISPONIBILI
MISURE
DIRETTE ?
NO
PROCEDURA PER LA STIMA DEI PARAMETRI CARATTERISTICI DEL SITO
SONO
DISPONIBILI
DATI STORICI ?
NO
SI
SI
Applicazione dei criteri di stima
indiretta, secondo quanto descritto
dalle linee guida.
N > 10 ?
(N = numero di misure)
NO
SI
• Se il valore più conservativo è il minimo
→ Selezione del MINIMO.
• Se il valore più conservativo è il
massimo → Selezione del MASSIMO.
• Se il valore più conservativo è il
minimo → Calcolo dell’LCL 95%.
• Se il valore più conservativo è il
massimo → Calcolo dell’UCL 95%.

3.2.1 Criteri per la stima dei parametri caratteristici del sito
Nel caso dei parametri del terreno in zona insatura, la suddetta
procedura è preceduta da una ulteriore fase di analisi dei dati:
IL TERRENO
E’
OMOGENEO ?
NO
PARAMETRI DEL TERRENO IN ZONA INSATURA
SI
Sono presenti
lenti in numero
e di dimensioni
trascurabili
rispetto allo
spessore della
zona insatura ?
NO
SI
Applicare procedura per la stima dei parametri
caratteristici del sito (paragrafo 3.2.1) ad ogni
strato di terreno
SI
Applicare procedura per la stima dei
parametri caratteristici del sito
(paragrafo 3.2.1)
Per ogni parametro caratteristico
del sito, selezionare il valore più
conservativo tra quelli
corrispondenti ai diversi strati .
OPPURE
Attribuire ad ogni strato il
corrispondente valore
rappresentativo dei diversi
parametri e applicare modelli
numerici .
(Analisi di rischio di livello 3)

3.2.1 Criteri per la stima dei parametri caratteristici del sito
La granulometria del terreno non entra direttamente nelle
equazioni utili per il calcolo dei fattori di trasporto. Nonostante ciò,
la sua determinazione risulta spesso utile per la stima indiretta dei
valori di alcune proprietà fisiche del suolo saturo e insaturo.
TIPO DI TERRENO
TERRENI A GRANA MOLTO
GROSSA
TERRENI A GRANA GROSSA
( più del 65% in sabbia e ghiaia)
TERRENI A GRANA FINE
(più del 35% in argilla e limo)
Blocchi
Ciottoli
Ghiaia
Sabbia
Limo
DIAMETRO DELLE
PARTICELLE (mm)
Grossa
Media
Fine
Grossa
Media
Fine
Grosso
Medio
Fine
200
60
Argilla < 0.002
20
6
2
0,6
0,2
0,06
0,02
0,006
0,002

3.2.1 Criteri per la stima dei parametri caratteristici del sito
E’ possibile effettuare una classificazione dei terreni compositi
basata sul metodo dell’USDA ( U.S. Department of Agricolture)
Tessitura del suolo
Simbolo nome
S Sand
LS Loamy Sand
SL Sandy Loam
SCL Sandy Clay Loam
L Loam
SiL Silt Loam
CL Clay Loam
SiCL Silty Clay Loam
SiC Silty Clay
Si Silt
SC Sandy Clay
C Clay

3.2.1 Criteri per la stima dei parametri caratteristici del sito
Percentuali di sabbia, argilla e limo calcolate nei centroidi di ogni
zona caratteristica del terreno descritta nel diagramma triangolare
Tessitura del suolo
Simbolo inglese italiano
% argilla % limo % sabbia
S Sand Sabbioso 3.33 5.00 91.67
LS Loamy Sand Sabbioso tendente medio 6.25 11.25 82.50
SL Sandy Loam Medio sabbioso 10.81 27.22 61.97
SCL Sandy Clay Loam Medio argilloso tendente sabbioso 26.73 12.56 60.71
L Loam Di grana media 18.83 41.01 40.16
SiL Silt Loam Medio limoso 12.57 65.69 21.74
CL Clay Loam Medio argilloso 33.50 34.00 32.50
SiCL Silty Clay Loam Medio argilloso tendente limoso 33.00 56.50 10.00
SiC Silty Clay Argilloso limoso 46.67 46.67 6.66
Si Silt Limoso 6.00 87.00 7.00
SC Sandy Clay Argilloso sabbioso 41.67 6.67 51.66
C Clay Argilloso 64.83 16.55 18.62

3.2.2 Parametri del terreno in zona insatura
Simbolo Parametro Unità
ρs Densità del suolo g/cm 3
θT Porosità totale del terreno in zona insatura adim.
θe Porosità effettiva del terreno in zona insatura adim.
θw Contenuto volumetrico di acqua adim.
θa Contenuto volumetrico di aria adim.
θwcap Contenuto volumetrico di acqua nella frangia capillare adim.
θacap Contenuto volumetrico di aria nella frangia capillare adim.
foc Frazione di carbonio organico nel suolo insaturo adim.
Ief Infiltrazione efficace cm/anno

3.2.2 Parametri del terreno in zona insatura
Per la stima indiretta di θ T θ e θ w e θ a si fa riferimento ai valori riportati
in Tabella e desunti dalla integrazione dei dati forniti dai riferimenti
bibliografici a cui si fa più comunemente riferimento [Carsel et al.,
1988] [Van Genuchten model, 1980].
Range di valori di θw in funzione
della distribuzione granulometrica
Tessi tura
θ W
(massimo)
θ W
(minimo)
θ W
(varianza)
Sand 0,08 0,05 1,62E-04
Loamy Sand 0,12 0,05 1,34E-03
Sandy Loam 0,23 0,04 9,54E-03
Sandy Clay Loam 0,24 0,06 9,89E-03
Loam 0,26 0,06 1,20E-02
Silt Loam 0,30 0,07 2,76E-02
Clay Loam 0,26 0,08 1,64E-02
Silty Clay Loam 0,31 0,09 2,42E-02
Silty Clay 0,34 0,11 1,62E-02
Silt 0,30 0,05 1,93E-02
Sandy Clay 0,31 0,12 1,08E-02
Clay 0,38 0,10 2,26E-02
Valori di θT , θr , θe , θW e θa in funzione
della distribuzione granulometrica
Tessitura θ T θ r θ e θ W θ a
Sand 0,43 0,045 0,385 0,068 0,317
Loamy Sand 0,41 0,057 0,353 0,103 0,250
Sandy Loam 0,41 0,065 0,345 0,194 0,151
Sandy Clay Loam 0,39 0,100 0,290 0,178 0,112
Loam 0,43 0,078 0,352 0,213 0,139
Silt Loam 0,45 0,067 0,383 0,255 0,128
Clay Loam 0,41 0,095 0,315 0,200 0,115
Silty Clay Loam 0,43 0,089 0,341 0,246 0,095
Silty Clay 0,36 0,070 0,290 0,274 0,016
Silt 0,46 0,034 0,426 0,278 0,148
Sandy Clay 0,38 0,100 0,280 0,228 0,052
Clay 0,38 0,068 0,312 0,304 0,008

3.2.2 Parametri del terreno in zona insatura
Per la stima indiretta di θ w,cap e θ a,cap si fa riferimento ai valori riportati
in Tabella e desunti dalla integrazione dei dati forniti dai riferimenti
bibliografici a cui si fa più comunemente riferimento [Connor et al.,
1996] [Van Genuchten model, 1976 e 1980].
Valori di θW,cap e θa,cap granulometrica
in funzione della distribuzione
Tessitura θ T θ r θ e θ W,cap θ a,cap
Sand 0,43 0,045 0,385 0,330 0,055
Loamy Sand 0,41 0,057 0,353 0,318 0,035
Sandy Loam 0,41 0,065 0,345 0,288 0,057
Sandy Clay Loam 0,39 0,100 0,290 0,248 0,042
Loam 0,43 0,078 0,352 0,317 0,035
Silt Loam 0,45 0,067 0,383 0,297 0,086
Clay Loam 0,41 0,095 0,315 0,288 0,027
Silty Clay Loam 0,43 0,089 0,341 0,317 0,024
Silty Clay 0,36 0,070 0,290 0,282 0,008
Silt 0,46 0,034 0,426 0,383 0,043
Sandy Clay 0,38 0,100 0,280 0,252 0,028
Clay 0,38 0,068 0,312 0,308 0,004

3.2.2 Parametri del terreno in zona insatura
Nel caso in cui la sorgente secondaria di contaminazione sia costituita costituita
da
terreno omogeneo o approssimabile come tale, l’infiltrazione l infiltrazione efficace
media annua può essere stimata in funzione delle precipitazioni medie
annue e del tipo di tessitura prevalente nel suolo (sabbiosa, limosa limosa
o
argillosa) a mezzo delle seguenti relazioni empiriche:
2
Ief = 0, 0018⋅
P
per terreni sabbiosi (SAND)
2
Ief = 0, 0009⋅
P
per terreni limosi (SILT)
2
Ief =
0, 00018⋅
P
per terreni argillosi (CLAY)
dove le suddette correlazioni prevedono valori di precipitazione media
annua e di Infiltrazione efficace espressi in cm/anno.
Inoltre, per correlare le relazioni sopra riportate con la classificazione classificazione
dei terreni compositi
basata sul metodo dell’USDA, dell USDA, si sottolinea che :
• Nella classe SAND sono comprese le tessiture: Sand, Sand,
Loamy Sand e Sandy Loam; Loam
• Nella classe SILT sono comprese le tessiture: Sandy Clay Loam, Loam, Loam,
Silt Loam e Silt; Silt
• Nella classe CLAY sono comprese le tessiture: Clay Loam, Silty Clay Clay
Loam, Silty Clay,
Sandy Clay e Clay. Clay

3.2.3 Parametri del terreno in zona satura
Simbolo Parametro Unità
vgw Velocità di Darcy cm/anno
Ksat Conducibilità idraulica del terreno saturo cm/anno
i Gradiente idraulico adim.
ve Velocità media effettiva nella falda cm/anno
θT Porosità totale del terreno in zona satura adim.
θ e Porosità effettiva del terreno in zona satura adim.
foc Frazione di carbonio organico nel suolo saturo adim.
αx Dispersività longitudinale cm
α y Dispersività trasversale cm
αz Dispersività verticale cm
λ Coefficiente di decadimento del primo ordine 1/giorno

3.2.3 Parametri del terreno in zona satura
Velocità di Darcy v gw [cm/anno]
vgw = K sat
⋅i
Gradiente idraulico: rapporto tra la perdita di carico piezometrico Δh e il
tratto L in cui essa si verifica
Velocità media effettiva dell’acqua nella falda v e [cm/anno]
v
e
=
v
θ
gw
e
=
K sat ⋅i
θ
e
h
i
L
Δ
=

3.2.3 Parametri del terreno in zona satura
Valori di Ksat in funzione della distribuzione
granulometrica
Tessi tura
K sat [cm/s]
(Carsel and Parrish., 1988)
Sand 8,25E-03
Loamy Sand 4,05E-03
Sandy Loam 1,23E-03
Sandy Clay Loam 3,64E-04
Loam 2,89E-04
Silt Loam 1,25E-04
Clay Loam 7,22E-05
Silty Clay Loam 1,94E-05
Silty Clay 5,56E-06
Silt 6,94E-05
Sandy Clay 3,33E-05
Clay 5,56E-05

3.2.3 Parametri del terreno in zona satura
Dispersività Dispersivit longitudinale
1. Pickens e Grisak (1981) α ( 1)
= 0,
1×
L
(A.1)
2. Xu e Eckstein (1995)
3. Gelhar et al. (1985):
α x α y =
3
x
2,
414
α x ( 2)
= 0.
83×
(log L)
(A.2)
ln L
2
α x ( 3)
= −3,
795 + 1,
774ln
L − 0,
093(ln
) (A.3)
Noto il valore di dispersività longitudinale α x , si stimano i valori di
dispersività trasversale α y e verticale α z attraverso le seguenti relazioni
[American Petroleum Institute’s Report, 1987]:
α x α z =
20

3.2.4 Parametri degli ambienti aperti
Simbolo Parametro Unità
δ air Altezza della zona di miscelazione in aria cm
W '
S w'
Estensione della sorgente di contaminazione nella direzione
principale del vento
Estensione della sorgente di contaminazione nella direzione
ortogonale a quella principale del vento
A' Area della sorgente (rispetto alla direzione prevalente del vento) cm 2
Uair Velocità del vento cm/s
σy Coefficiente di dispersione trasversale cm
σz Coefficiente di dispersione verticale cm
τ Tempo medio di durata del flusso di vapore anno
Pe Portata di particolato per unità di superficie g/(cm 2 -s)
cm
cm

3.2.4 Parametri degli ambienti aperti
Coefficiente di dispersione trasversale e verticale
Coefficiente di dispersione trasversale e verticale
Coefficiente di dispersione trasversale σ
Coefficiente di dispersione trasversale y (Turner, 1970) Coefficiente di dispersione verticale σ
σy (Turner, 1970) Coefficiente di dispersione verticale z (Turner, 1970)
σz (Turner, 1970)
Classi di stabilità di Pasquill
Velocità del vento a 10 m Radiazione solare Incidente (GIORNO) Copertura nuvolosa
dal p.c. (m/s)
(NOTTE)
Forte Moderata Debole ≥ 50 % < 50%
< 2 A A – B B E F
2 – 3 A – B B C E F
3 – 5 B B – C C D E
5 – 6 C C – D D D D
> 6 C D D D D

3.2.5 Parametri degli ambienti confinati
Simbolo Parametro Unità
Ab Superficie totale coinvolta nell'infiltrazione cm 2
Lcrack Spessore delle fondazioni/muri cm
Lb Rapporto tra volume indoor ed area di infiltrazione cm
η Frazione areale di fratture adim.
θwcrack Contenuto volumetrico di acqua nelle fratture adim.
θacrack Contenuto volumetrico di aria nelle fratture adim.
ER Tasso di ricambio di aria indoor 1/giorno
LT Distanza tra il top della sorgente e la base delle fondazioni cm
Zcrack Profondità delle fondazioni cm
Kv Permeabilità del suolo al flusso di vapore cm 2
Δp Differenza di pressione tra indoor e outdoor g/(cm*s 2 )
μair Viscosità del vapore g/(cm*s)
τ Tempo medio di durata del flusso di vapore anno

3.2.6 Parametri delle acque superficiali
Simbolo Parametro Unità
bsw Altezza idrometrica m
dsw Spessore della falda cm
Dysw Coefficiente di dispersione laterale m/s
focs Contenuto di carbonio organico nei sedimenti adim
Frac Frazione di volume di controllo per la miscelazione adim
hgw Potenziale idraulico della falda cm
hsw Potenziale idraulico del corpo idrico cm
isw Cadente piezometrica tra falda e pelo libero del c.i.s. adim
L p Distanza fra sorgente in falda e corpo idrico cm
Lreach Larghezza del plume contaminato cm
Qsw Portata del corpo idrico superficiale m 3 /s
Qsw Portata della falda m 3 /d
Ssw Sezione trasversale del corso idrico superificiale m
V Volume del corpo idrico per la miscelazione m 3
vsw Velocità dell'acqua del corso idrico superficiale m/s
Wsw Larghezza del corso idrico superficiale m

Parametri caratteristici del sito: valori di default di livello 1
[APAT rev. 1, 2006]
SIMBOLO
PARAMETRO
Caratteristiche fisiche del terreno in zona insatura
Documento APAT
UNITA' DI
MISURA
Valore di
default
Riferimento
3 ρs Densità del suolo
g/cm 1,7 RBCA(ASTM 1998)
θT Porosità totale del terreno in zona insatura adim. 0,41 Tab. 3.2.7 - doc. APAT
θe Porosità efficace del terreno in zona satura adim. 0,353 Tab. 3.2.7 - doc. APAT
θw Contenuto volumetrico di acqua
adim. 0,103 Tab. 3.2.7 - doc. APAT
θa Contenuto volumetrico di aria
adim. 0,25 Tab. 3.2.7 - doc. APAT
θwcap Contenuto volumetrico di acqua nelle
frangia capillare
adim. 0,318 Tab. 3.2.7 - doc. APAT
θacap Contenuto volumetrico di aria nelle frangia
capillare
adim. 0,035 Tab. 3.2.7 - doc. APAT
foc Frazione di carbonio organico nel suolo
insaturo
g-C/g-suolo 0,01 RBCA(ASTM 1998)
Ief Infiltrazione efficace
cm/anno 30 RBCA(ASTM 1998)
pH pH del suolo insaturo
adim. 6,8 (USEPA, 1996)

3.3 Vie di migrazione:
Criteri di stima dei fattori di trasporto
Concentrazione
in sorgente C s
Fattori di
trasporto
FT
Concentrazione
nel punto di
esposizione C poe
I fattori di trasporto intervengono nella valutazione delle
esposizioni indirette ovvero laddove eventuali contaminanti
possono raggiungere i bersagli solo attraverso la migrazione
dal comparto ambientale sorgente della contaminazione.
Occorre osservare che, riferendoci in questo studio ad analisi di livello 2, 2 le
relazioni per il calcolo dei fattori di trasporto sono di tipo prettamente
analitico. analitico Si utilizzano invece modelli numerici nel caso in cui venga
condotto uno studio di livello 3.

Fattori di trasporto
Si elencano di seguito i fattori di trasporto che intervengono nella nella
procedura di analisi di rischio di livello 2:
LF = fattore di lisciviazione in falda da suolo superficiale e/o profondo; profondo;
DAF = fattore di attenuazione in falda;
VFss = fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da suolo superficiale;
superficiale;
VFsamb = fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da suolo profondo; profondo
VFwamb = fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da falda;
PEF = emissione di particolato outdoor da suolo superficiale;
PEFin = emissione di particolato indoor da suolo superficiale;
VFsesp = fattore di volatilizzazione di vapori indoor da suolo;
VFwesp = fattore di volatilizzazione di vapori indoor da falda;
RDF = fattore di migrazione dall’acqua dall acqua di falda all’acqua all acqua superficiale.

Fattori di trasporto: : STANDARD di riferimento
ASTM E-1739 E 1739 (USA 1995)
“Standard Standard guide for Risk Based
Corrective Action Applied at
Petroleum Release Sites-RBCA
Sites RBCA” .
ASTM PS-104 PS 104 (USA 1998)
“Standard Standard provisional guide for
Risk-Based Risk Based Corrective Action” Action
UNICHIM
“Manuale Manuale n. 196/1 “Suoli Suoli e falde
contaminati, analisi di rischio sito-
specifica, criteri e parametri”.
parametri .
EPA (USA 1994)
“Technical Technical Backgroud Document
for Soil Screening Guidance”
Guidance
EPA (USA 1996)
“Soil Soil Screening Guidance: Fact
Sheet”. Sheet .
CONCAWE
“Report Report 3/03: european oil
industry guideline for risk based
assessment of contaminated
sites ”. .

Fattori di trasporto: : SOFTWARE di riferimento
RBCA Tool Kit ver. 1.2
BP-RISC BP RISC ver. 4.0
ROME ver. 2.1
GIUDITTA ver.3.0 ver.3.0

Ipotesi di base
In generale, le principali assunzioni, su cui si basano le
equazioni riportate nel seguito, sono:
• La concentrazione degli inquinanti è uniformemente
distribuita nel suolo ed è costante per tutto il periodo di
esposizione.
• Terreno omogeneo, isotropo e incoerente (si escludono
quindi i suolo porosi per fessurazione, i quali necessitano di
modellistica specifica corrispondente ad un livello 3 di
analisi).
• Non si considerano fenomeni di biodegradazione (ad
eccezione del DAF) o meccanismi di
decadimento/trasformazione delle sostanze inquinanti nel
suolo, in soluzione nell’acqua o in fase vapore.

C
LF =
C
⎡ mg ⎤
⎢ l − H O ⎥
⎢ ⎥
⎢ mg ⎥
⎢
⎣ Kg − suolo ⎥
⎦
Lmf 2
s
Fattore di lisciviazione in falda (LF)
Il fattore di lisciviazione consente di
valutare l’attenuazione subita dalla
concentrazione di contaminante dovuta
al trasporto dalla sorgente di
contaminazione, dal suolo profondo o
superficiale, al piano di falda a causa
dell’infiltrazione d’acqua nello strato
insaturo di suolo ed alla successiva
diluizione nell’acquifero superficiale.
Quindi, tale fattore rappresenta il
rapporto tra la concentrazione nella
sorgente (Cs) e quella che si avrà nella
falda (CLmf):

Fattore di lisciviazione in falda (LF)
1. Coefficiente di partizione suolo-
acqua:
k
sw
C
=
C
L1
s
⎡ mg / L − H 2O
⎤ ρs
= ⎢
mg kg suolo
⎥ =
⎣ / − ⎦ θw
+ ksρ
s + Hθa
tiene conto della partizione dell’inquinante dell inquinante tra
acqua, aria e suolo
2. Coefficiente di attenuazione del suolo
(Soil Attenuation Model):
C
'
L1
SAM = = [ a dim]
=
CL1
tiene conto del percorso che l’inquinante fa per
raggiungere il piano di falda
3. Fattore di diluizione (Leachate
( Leachate
Diluition Factor):
LDF
=
C
C
'
L1
Lmf
=
[ a dim]
d
L
V
= 1+
I
s
F
gw
ef
⋅δ
⋅W
gw
d s
LF
Spessore della sorgente nel suolo profondo (insaturo)
Soggiacenza della falda rispetto al top della sorgente
tiene conto della diluizione che il contaminante subisce, una volta volta
raggiunto il
piano di falda, nel passaggio tra terreno terreno insaturo insaturo e terreno terreno saturo saturo

Appendice R [Documento APAT rev. 1 – 2006]
MODELLI ANALITICI E NUMERICI PER IL TRASPORTO DEI
CONTAMINANTI IN ZONA INSATURA
Obiettivi :
• 1. Verificare la conservatività conservativit degli output ottenuti con
l’applicazione applicazione del modello analitico rispetto a quelli ottenuti a
mezzo di modelli numerici.
• 2. Verificare la necessità necessit di considerare il coefficiente di
attenuazione del suolo SAM nell’applicazione nell applicazione del modello
analitico.
Modelli utilizzati per il confronto: confronto
• “modello modello analitico” analitico → modello proposto da Doc. APAT rev. 1
2006
• “modello modello numerico” numerico → software Chemflo ver. 2005
software VS2DTI ver. 1.2.

Appendice R [Documento APAT rev. 1 – 2006]:
MODELLI ANALITICI E NUMERICI PER IL TRASPORTO DEI
CONTAMINANTI IN ZONA INSATURA
Modello concettuale
utilizzato →
Inquinanti selezionati per
confronto ↓

Appendice R [Documento APAT rev. 1 – 2006]:
MODELLI ANALITICI E NUMERICI PER IL TRASPORTO DEI
CONTAMINANTI IN ZONA INSATURA
ESEMPIO : Benzene
(contaminazione di
spessore = 1 m)
-- CASO 2 --

Appendice R [Documento APAT rev. 1 – 2006]:
MODELLI ANALITICI E NUMERICI PER IL TRASPORTO DEI
CONTAMINANTI IN ZONA INSATURA
ESEMPIO : Benzene

Appendice R [Documento APAT rev. 1 – 2006]
MODELLI ANALITICI E NUMERICI PER IL TRASPORTO DEI
CONTAMINANTI IN ZONA INSATURA
Conclusioni :
Il modello analitico risulta più pi conservativo
del numerico.
Se consideriamo un modello analitico è
opportuno prevedere l’uso l uso del SAM.

Fattore di lisciviazione in falda (LF)
ASTM
E-1739-95
PS 104-98 UNICHIM n.
196/1 2002
Concawe
report
n.2/97
EPA -
SSG
ksw X X X X
LDF X X X X
SAM X
BDF X
TAF X
RAGS
Il manuale Unichim n.196 n.196/1
/1 introduce inoltre altri due fattori di attenuazione:
BDF (BioDegradation
( BioDegradation Factor), che tiene conto dei fattori di biodegradazione che
possono avvenire nel tragitto dell’inquinante dell inquinante nella zona insatura
TAF (Time Averaging Factor), che per i contaminanti cancerogeni considera la
concentrazione media per un particolare periodo di esposizione. Questo rimuove l’ipotesi l ipotesi
di concentrazione stazionaria durante tutto il periodo di esposizione esposizione
perché perch considera la
diminuzione del rilascio del contaminante dalla sorgente nel tempo. tempo.
Tab. B.4 - Software esaminati: calcolo del Fattore di lisciviazione (LF)
RBCA Tool Kit
ver. 1.2
BP-RISC ver.
4.0 (livello 1)
ROME
ver. 2.1
GIUDITTA
ver.3.0
k sw X X X X
LDF X X X X
SAM X X
BDF
TAF
---

Fattore di attenuazione in falda (DAF)
Il parametro DAF (Diluition Attenuation Factor) esprime il rapporto tra la
concentrazione di un contaminante in corrispondenza della sorgente
secondaria in falda C s(falda) e la concentrazione al punto di esposizione
C POE(falda) situato a distanza x dalla sorgente nel verso di flusso:
DAF
=
C
C
s(
falda)
POE ( falda)
⎡ mg ⎤
⎢ l − H ⎥
2O
⎢ ⎥
⎢ mg ⎥
⎢ ⎥
⎣ l − H 2O
⎦

Fattore di attenuazione in falda (DAF)
Caso 2 – DAF(2)
Caso 3 – DAF(3)
Caso 1 – DAF(1)
Sorgente areale di inquinamento con
concentrazione costante Co e possibili
geometrie di dispersione verticale: Caso 2)
dispersione verticale solo verso il basso;
Caso 1) dispersione verticale verso il basso e
verso l’alto; Caso 3) nessuna dispersione
verticale (nella zona di miscelazione, il
contaminante ha già raggiunto la base
dell’acquifero)

Caso 1 - DAF(1)
C(
x)
⎡ x ⎛ 4λ
⎞⎤
⎡ ⎛ ⎞⎤
⎡ ⎛ ⎞⎤
⎢ ⎜
iα
x Ri
⎢ ⎜ S
⎟
w
⎥ ⋅
⎟⎥
⋅ ⎢ ⎜
S d
= exp ⋅ 1−
1+
erf
erf ⎟⎥
C
⎜
⎟
⎢
⎥ ⎢ ⎜ ⎟⎥
⎢ ⎜ ⎟
0 ⎣
2α
x ⎝ ve
⎠⎦
⎣ ⎝
4 α y x
⎠⎦
⎣ ⎝ 4 α z x ⎠⎥⎦
In tale equazione si tiene conto del fenomeno dispersivo in tutte le direzioni (x,y,z).
Caso 2 - DAF(2)
C(
x)
⎡ x ⎛
⎞⎤
⎡ ⎛ ⎞⎤
⎡ ⎛ ⎞⎤
⎢ ⎜
4λiα
xRi
⎟ ⎢ ⎜ Sw
⎥ ⋅
⎟⎥
⋅ ⎢ ⎜
Sd
= exp ⋅
⎟
⎜
1−
1+
⎟
erf
erf ⎥
C ⎢
⎥ ⎢ ⎜ ⎟⎥
⎢
⎜ ⎟
0 ⎣
2α
x ⎝ ve
⎠⎦
⎣ ⎝
4 α yx
⎠⎦
⎣ ⎝ 2 α zx
⎠⎥⎦
Se si ipotizza una dispersione lungo z solo nella direzione positiva. Questa ipotesi è valida
ipotizzando che il piano di falda si comporti come un limite superiore nella direzione z e
che la sorgente possa trovarsi al limite del piano di falda.
Caso 3 - DAF(3)
Fattore di attenuazione in falda (DAF)
C(
x)
⎡ x ⎛
⎞⎤
⎡ ⎛ ⎞⎤
⎢ ⎜
4λiα
xRi
⎟⎥
⋅ ⎢ ⎜ Sw
= exp ⋅
⎟⎥
⎜
1−
1+
⎟
erf
C ⎢
⎥ ⎢ ⎜ ⎟
0 ⎣
2α
x ⎝ ve
⎠⎦
⎥
⎣ ⎝
4 α y x
⎠⎦
Se l’acquifero è interessato in tutto il suo spessore dalla contaminazione, condizione possibile quanto
minore è lo spessore dell’acquifero, non potrà esserci (C.5) dispersione verticale, per cui l’equazione sopra
riportata diventa:

Fattore di attenuazione in falda (DAF)
L’equazione per la stima del fattore di attenuazione laterale in falda (DAF), la
cui selezione è discussa in Appendice C, prende come riferimento il modello di
Domenico, ed è la seguente :
quando l’altezza della sorgente di contaminazione in falda Sd (= δgw) è
inferiore allo spessore della falda da .
quando tutto lo spessore dell’acquifero è interessato dalla contaminazione (cosa
che può facilmente accadere nei casi di piccoli spessori di falda).

Fattore di attenuazione in falda (DAF)
Tab. C.1- Testi di riferimento: calcolo del Fattore di attenuazione laterale in falda (DAF)
ASTM
E-1739-95
PS 104-98
UNICHIM
n.196/1 2002
Concawe
report
n.2/97
DAF(1) X X X
DAF(2) X
DAF(3) X
EPA - SSG RAGS
Tab. C.4- Software esaminati: calcolo del Fattore di attenuazione laterale
in falda (DAF)
RBCA Tool Kit
ver. 1.2
BP-RISC ver.
4.0 (livello 1)
---
ROME ver. 2.1 GIUDITTA
ver.3.0
DAF(1) X X X X
DAF(2)
DAF(3)

FATTORI DI VOLATILIZZAZIONE OUTDOOR
hp.
δair
SORGENTE DI CONTAMINAZIONE:
CONTAMINAZIONE
a) suolo superficiale (SS)
b) suolo profondo (SP)
c) falda (GW)
MODALITA’ MODALITA DI ESPOSIZIONE:
Inalazione in ambienti aperti
(OUTDOOR)
1) Concentrazione inquinante uniformemente distribuita e costante
per tutto il periodo di esposizione
2) Non si considerano i fenomeni di biodegradazione

Fattori di volatilizzazione outdoor da SS (VFss)
VF
ss
=
C
C
poe
s
Il fenomeno di volatilizzazione di vapori da
suolo superficiale (SS) in ambienti aperti
(outdoor) è un processo secondo il quale i
flussi di vapore organici presenti nella
porzione superficiale di terreno migrano verso
l’aria al di sopra della superficie del terreno
stesso. Il fattore di volatilizzazione in aria
outdoor da SS si esprime come rapporto tra la
concentrazione della specie chimica nel punto
di esposizione (in aria) e quella in
corrispondenza della sorgente di
contaminazione (suolo superficiale):
⎡ mg ⎤
⎢ 3
⎥
⎢
m − aria
⎥
⎢ mg ⎥
⎢⎣
Kg − suolo ⎥⎦

Volatilizzazione di contaminanti dal sottosuolo
Un importante aspetto, spesso trascurato, consiste nel tenere conto
del limite di saturazione del terreno Csat [mg/kg] definito dalla
seguente espressione:
θ + K ⋅ ρ + H⋅θ
Csat = S⋅
ρ
w s b a
Il limite di saturazione rappresenta la concentrazione di
contaminante nel terreno, in corrispondenza della quale l’acqua e
l’aria nei pori sono saturate del composto inquinante e sono raggiunti
i limiti di adsorbimento sulle particelle di terreno. Per
concentrazioni superiori al limite di saturazione, il
contaminante si presenta in fase libera, e quindi non è
applicabile la legge di Henry. Pertanto, Csat rappresenta la
concentrazione in corrispondenza della quale si verifica il
massimo tasso di volatilizzazione.
b

VF
Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Superficiale
ASTM E 1739-95 1739 95 / PS 104-98 104 98 + UNICHIM
ss
'
eff
2W
ρ s Ds
H
( 1)
= ⋅
⋅10
U δ πτ
air
air
W ρ d
( ϑ + k ρ + Hϑ
)
w
s
s
a
3
(D.1)
'
s 3
VF ss ( 2)
= ⋅10
U airδ
airτ
(D.2)
CONCAWE
VF
VF
ss
ss
Hρ
eff 1
( 3)
=
⋅ A'⋅D
⋅ ⋅10
'
s
U W δ ⋅
L
( 4)
=
Q
C
air
EPA SSG
⋅
air
s
[ θ H + k ρ + θ ]
A
as
3.
14D
Aτ
⋅10
2ρ
D
−4
s
s
ws
s
3
D
eff
s
=
D
(D.4)
(D.5)
a
ϑ
ϑ
3.
33
a
2
e
D
+
H
w
ϑ
⋅
ϑ
3.
33
w
2
e

Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Superficiale
Tab. D.1- Testi di riferimento: calcolo del Fattore di volatilizzazione di vapori outdoor
da suolo superficiale (VF SS )
ASTM
E-1739-95
PS 104-98
UNICHIM
n.196/1 2002
Concawe
report
n.2/97
VFss(1) X X X
VFss(2) X X X
VFss(3) X
EPA - SSG
(*)
VFss(4)
(*) le due equazioni non coincidono essendo l’una l’evoluzione dell’altra
X X
RAGS
(*)
Tabella D.4 – Software esaminati: calcolo del Fattore di volatilizzazione di vapori
outdoor da suolo superficiale (VFss)
RBCA Tool Kit
ver. 1.2
BP-RISC ver.
4.0 (livello 1)
ROME ver. 2.1 GIUDITTA
ver.3.0
VFss(1) X X X
VFss(2) X X X
VFss(3) X
VFss(4)

FATTORI DI VOLATILIZZAZIONE OUTDOOR
STIMA STIMA MEDIANTE MEDIANTE CONFRONTO CONFRONTO DI DI
EQUAZIONI EQUAZIONI ANALITICHE
ANALITICHE
Sostanze chimiche selezionate per l’analisi l analisi (DM 471/99):
Costante di
Henry
D air
adim. cm 2 Specie chimica n.
/s
Cloruro di vinile 1 1,09E+00 1,06E-01
1,1,2-Tricoloetano 2 7,05E-01 7,80E-02
Benzene 3 2,31E-01 8,80E-02
Tricloroetilene 4 4,18E-01 8,18E-02
Mercurio 5 4,70E-01 3,07E-02
2-Clorofenolo 6 1,60E-02 5,01E-02
PCB 7 4,45E-02 4,30E-02
Pentaclorofenolo 8 1,00E-06 5,60E-02
Crisene 9 3,88E-03 2,48E-02
Σ PCDD, PCDF 10 1,35E-03 1,00E-01
Benzo(a)pirene 11 4,63E-05 4,30E-02
+ VOLATILI
- VOLATILI

Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Superficiale
log VFss(1) e VFss(2) [Kg/m3]
1,00E+00
1,00E-01
1,00E-02
1,00E-03
1,00E-04
1,00E-05
1,00E-06
1,00E-07
1,00E-08
Benzo(a)pirene
SPCDD, PCDF
Andamento di VFss(1) e di VFss(2)
Crisene
Pentaclorofenolo
PCB
2-Clorofenolo
Mercurio
Tricloroetilene
Benzene
1,1,2-Tricoloetano
VFss (1) (Kg/m3)
VFss (2) (Kg/m3)
Cloruro di vinile

log(VFss) e log(VFsamb)
log(VFss) e og(VFsamb)
1,00E+04
1,00E+03
1,00E+02
1,00E+01
1,00E+00
1,00E-01
1,00E-02
1,00E-03
1,00E-04
1,00E-05
1,00E+00
1,00E-02
1,00E-04
1,00E-06
1,00E-08
1,00E-10
1,00E-12
Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Superficiale
CLORURO DI VINILE
0 50 100 150 200 250 300
Ls [cm]
BENZO(a)PIRENE
0 50 100 150 200 250 300
Ls [cm]
VFss (1) (Kg/m3)
VFss (2) (Kg/m3)
VFss(3), VFsamb(3),
VFsamb(1) (Kg/m3)
VFsamb(2) (Kg/m3)
VFss (1) (Kg/m3)
VFss (2) (Kg/m3)
VFss(3), VFsamb(3),
VFsamb(1) (Kg/m3)
VFsamb(2) (Kg/m3)
L s (cm)
Mercurio
VFss(3)
Benzene Benzo(a)pirene
0 ∞ ∞ ∞
0,005 4,11E-01 3,78E+01 3,74E-07
0,01 2,10E-01 2,01E+01 1,95E-07
0,025 8,54E-02 8,37E+00 8,00E-08
0,05 4,29E-02 4,24E+00 4,04E-08
0,1 2,15E-02 2,13E+00 2,03E-08
0,5 4,31E-03 4,29E-01 4,07E-09
0,75 2,87E-03 2,86E-01 2,71E-09
0,85 2,53E-03 2,53E-01 2,40E-09
1 2,15E-03 2,15E-01 2,04E-09

Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Superficiale

Fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da SP (VFsamb)
Il fenomeno di volatilizzazione di vapori da suolo profondo (SP) in
ambienti aperti è un processo secondo il quale le specie chimiche
volatili presenti nel SP migrano verso la superficie del terreno ed inoltre
si rimescolano con l’aria della zona posta al di sopra della sorgente
contaminante.
In generale, il fattore di volatilizzazione in aria outdoor da SP si esprime
come rapporto tra la concentrazione della specie chimica nel punto di
esposizione (in aria), al di sopra del sito, e quella in corrispondenza
della sorgente di contaminazione (nel suolo profondo):
VF
samb
=
C
C
poe
sp
⎡ mg ⎤
⎢ 3
⎥
⎢
m − aria
⎥
⎢ mg ⎥
⎢⎣
Kg − suolo ⎥⎦

VF
samb
Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Profondo
ASTM E 1739-95 / PS 104-98
Hρ
s
( 1)
=
⋅10
⎛ U ⎞
airδ
air Ls
( ϑ + k + H ) ⋅
⎜
⎜1+
' ⎟
w s ρ s ϑa
eff
⎝ Ds
W ⎠
UNICHIM
W ρ d
3
(D.8)
'
s s 3
VF samb ( 2)
= ⋅10
U airδ
airτ
(D.9)
CONCAWE
Hρ
eff 1
VFsamb(
3)
=
⋅ A⋅
D ⋅ ⋅10
'
s
U W δ ⋅
L
air
EPA SSG / RAGS
VF
ss
( 4)
=
Q
C
⋅
s
A
air
[ θ H + k ρ + θ ]
as
3.
14D
Aτ
⋅10
2ρ
D
−4
s
s
ws
s
3
(D.10)
(D.5)

Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Profondo
Tab. D.5 - Testi di riferimento: calcolo del Fattore di volatilizzazione di vapori outdoor
da suolo profondo (VF Samb )
ASTM
E-1739-95
PS 104-98
UNICHIM
n.196/1 2002
Concawe
report
n.2/97
EPA - SSG RAGS
VFsamb(1) X X X
VFsamb(2) X
VFsamb(3) X
VFsamb(4) X X
Tabella D.6 – Software esaminati: calcolo del Fattore di volatilizzazione di vapori
outdoor da suolo profondo (VFsamb)
RBCA Tool Kit
ver. 1.2
BP-RISC ver.
4.0 (livello 1)
ROME ver. 2.1 GIUDITTA
ver.3.0
VFsamb(1) X X X
VFsamb(2) X
VFsamb(3) X

Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Profondo
VFsamb(1),
VFsamb(3) [Kg/m 3 ]
1.00E+00
8.00E-01
6.00E-01
4.00E-01
2.00E-01
0.00E+00
Per Ls → 0, infatti, si ha che:
VF
samb
Confronto tra VFsamb(1) VFsamb(1)
e VFsamb(3) VFsamb(3)
BENZENE
3.00E+02
2.00E+02
1.00E+02
0.00E+00
0 1 2 3 4 5
Hρ
s
( 1)
=
⋅10
( ϑ + k ρ + Hϑ
)
w
s
s
a
3
Ls [cm]
VFsamb(1) [Kg/m3]
VFsamb(1) VFsamb(3)
VFsamb(3) [Kg/m3]
0 0.007 0.014
e VFsamb(3) = ∞.

log VFsamb(1),(2) [Kg/m 3 ]
Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Profondo
1,00E-01
1,00E-03
1,00E-05
1,00E-07
1,00E-09
1,00E-11
Andamento di VFsamb(1) e VFsamb(2) per le 11
specie chimiche.
0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000
ds (cm)
Vfsamb(2) Benzo(a)pirene SPCDD, PCDF Crisene
Pentaclorofenolo PCB 2-Clorofenolo Mercurio
Tricloroetilene Benzene 1,1,2-Tricoloetano Cloruro di vinile
ds: : spessore della sorgente nel suolo profondo (insaturo)

Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Profondo
logVFsamb(1), logVFss(1) e
logVFwamb
1,00E+05
1,00E+03
1,00E+01
1,00E-01
1,00E-03
1,00E-05
1,00E-07
CLORURO DI VINILE
0 50 100 150 200 250 300 350
Ls [cm]
VFsamb(1) [Kg/m3]
VFss(1) [Kg/m3]
VFwamb [Kg/m3]
Per i composti molto volatili il fattore di
volatilizzazione da suolo profondo risulta maggiore di
quello da suolo superficiale, già conservativo. In questi
casi si propone di porre VFsamb=VFss

Volatilizzazione in ambienti aperti / Suolo Profondo

Fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da falda
(VFwamb)
Il fenomeno di volatilizzazione di vapori da falda (GW) in ambienti aperti è un
processo secondo il quale le specie chimiche volatili, presenti in soluzione nelle
acque di falda, migrano, sotto forma di vapori, verso la superficie del terreno, dove
si mescolano con l’aria della zona sovrastante la sorgente contaminata.
L’equazione per la stima del fattore di volatilizzazione da falda in ambienti aperti,
la cui selezione è discussa nell’appendice D, è la seguente:
VF
wamb
=
C
C
poe
gw
⎡ mg ⎤
⎢ 3
⎥
⎢ m − aria ⎥
⎢ mg ⎥
⎢
⎣ L − acqua ⎥
⎦

H
VFwamb
=
U airδ
air L
1+
eff
D W
Volatilizzazione in ambienti aperti / Falda
Tutti gli standard e software
ws
GW
⋅10
3
Tab. D.7 - Testi di riferimento: calcolo del Fattore di volatilizzazione di vapori outdoor
da falda (VF wamb )
ASTM
E-1739-95
PS 104-98
UNICHIM
n.196/1 2002
Concawe
report
n.2/97
EPA - SSG RAGS
VFwamb X X X X --- ---
Tab. D.8 - Software esaminati: calcolo del Fattore di volatilizzazione di
vapori outdoor da falda (VF wamb )
RBCA Tool Kit
ver. 1.2
BP-RISC ver.
4.0 (livello 1)
ROME ver. 2.1 GIUDITTA
ver.3.0
VFwamb X X X X
(D.13)

FATTORI DI VOLATILIZZAZIONE INDOOR
hp.
SORGENTE DI CONTAMINAZIONE:
CONTAMINAZIONE
a) suolo (SS e SP)
b) falda (GW)
MODALITA’ MODALITA DI ESPOSIZIONE:
1) Concentrazione inquinante uniformemente distribuita e costante
per tutto il periodo di esposizione
2) Non si considerano i fenomeni di biodegradazione
Inalazione in ambienti confinati
(INDOOR)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor da suolo
(VFsesp)
In generale, il fattore di volatilizzazione in aria
indoor da suolo (SS e SP) si esprime come
rapporto tra la concentrazione della specie
chimica nel punto di esposizione (in aria indoor)
e quella in corrispondenza della sorgente di
contaminazione (suolo).
VF
sesp
=
C
C
poe
s
⎡ mg ⎤
⎢ 3
⎥
⎢
m − aria
⎥
⎢ mg ⎥
⎢⎣
Kg − suolo ⎥⎦

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor (VFsesp)
Modello di Jonson-Ettinger
Jonson Ettinger:
Il modello di Johnson-Ettinger
Johnson Ettinger è un modello analitico
monodimensionale, monodimensionale,
che descrive il meccanismo di trasporto di
una specie chimca dal suolo o dalla falda in ambienti indoor
secondo modalità modalit diffusive e convettive. convettive
Nei punti distanti dal basamento prevale il fenomeno diffusivo (il ( il
contaminante migra solo per diffusione).
Vicino al basamento, se abbiamo depressurizzazione dell’edificio, dell edificio, sono
presenti entrambi i fenomeni: diffusivo e convettivo (la migrazione migrazione
del
contaminante avviene anche per convezione oltre che per diffusione). diffusione).
Il fenomeno convettivo è dovuto alla differenza di temperatura e quindi di
pressione (ΔP) ( P) tra indoor e outdoor .

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor (VFsesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor (VFsesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor (VFsesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor (VFsesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor (VFsesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor (VFsesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor (VFsesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor da falda (VFwesp)
La volatilizzazione indoor da falda si verifica quando sopra la zona di
falda contaminata vi è un edificio nel quale avviene l’infiltrazione l infiltrazione dei
contaminanti. Il fattore di volatilizzazione in aria indoor da falda falda
si
esprime come rapporto tra la concentrazione della specie chimica nel
punto di esposizione (in aria indoor) e quella in corrispondenza della
sorgente di contaminazione (falda).
tutti i testi di riferimento adottano il modello proposto da Johnson e
Ettinger nel 1991 [Johnson [ Johnson-Ettinger Ettinger ,1991] valida ipotizzando Qs = 0
(quindi ΔP P = 0), che tiene conto del contribito diffusivo e trascura
quello convettivo:
SELEZIONATA
D
L L
eff
w
ER
T b
VFwesp( 1)
=
⋅
eff eff
Dw
Dw
Lcrack
1+
+ eff
LT
LbER
DcrachLTη
H
10
3

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor da falda (VFwesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor da falda (VFwesp)

Fattore di volatilizzazione di vapori indoor da falda (VFwesp)

3.3 Fattori di trasporto
Si evidenzia che le equazioni per il calcolo dei fattori di
volatilizzazione, in ambienti aperti (outdoor) e chiusi
(indoor) rappresentano la capacità attuale di descrizione matematica dei
fenomeni nell’ambito di applicazione di un Livello 2 di Analisi di Rischio.
Laddove l’applicazione di tali equazioni determini un valore di rischio non
accettabile per la via di esposizione inalazione di vapori outdoor e/o indoor,
dovranno essere eventualmente previste campagne di indagini (misure di
soil-gas, campionamenti dell’aria indoor e outdoor) allo scopo di verificare i
risultati ottenuti mediante l’applicazione del modello di analisi di rischio; il
piano delle indagini e dei monitoraggi dovrà essere concordato con le
Autorità di Controllo. Tale approccio risulta in accordo con le più recenti
indicazioni tecnico-scientifiche elaborate da organismi di controllo
statunitensi sulla base di una consolidata esperienza applicativa. Tra i
documenti di riferimento è opportuno citare il riferimento CalEPA (2005).
CalEPA (2005), Guidance for the evaluation and mitigation of subsurface vapour intrusion
to indoor air, Department of Toxic Substances Control, California Environmental Protection
Agency, USA.

Emissione di particolato out/indoor da suolo superficiale
Il fenomeno di emissione di particolato da suolo superficiale (SS) è un processo
secondo il quale avviene il sollevamento di polveri dal suolo superficiale
contaminato, a seguito di fenomeni di erosione, e il rimescolamento, e la
conseguente diluizione di queste polveri con l’aria della zona sovrastante la
sorgente di contaminazione. L’inalazione di tale particolato può avvenire sia in
ambienti aperti che in ambienti confinati.
PEF
=
C
C
poe
ss
⎡
⎢
⎢
⎢
⎢
⎣
3
mg
m − aria
mg
Kg − suolo
⎤
⎥
⎥
⎥
⎥
⎦

Emissione di particolato out/indoor da suolo superficiale (PEF)

Diluizione nel corso d’acqua d acqua
Diluizione del plume di inquinante in
un corso d’acqua superficiale

Diluizione nel corso d’acqua d acqua
Nel caso che nell’area in esame la falda idrica superficiale sia drenata da
un corso d’acqua superficiale, come evidenziato nello schema di Fig. 10,
un eventuale fenomeno di degrado della qualità dell’acqua di falda
subisce un ultimo processo di diluizione che è quantificato dal rapporto
adimensionale RDF (River ( River Diluition Factor) Factor definito come il rapporto tra la
concentrazione del composto inquinante in falda a monte della
miscelazione con il corso d’acqua, CF, e la concentrazione del generico
costituente nel corso d’acqua Cr:
RDF C
=
C
il rapporto RDF può essere ottenuto in base al bilancio delle portate nella
zona di miscelazione:
Qgw: portata della falda
Q + Q
RDF =
Q
Qsw: portata del corpo idrico recettore in condizioni di magra
F
r
gw sw
gw

Fattore di diluizione - attenuazione per il trasporto e la
dispersione in atmosfera
Schema concettuale del modello gaussiano di trasporto e dispersione
dei contaminanti in atmosfera

Fattore di diluizione - attenuazione per il trasporto e la
dispersione in atmosfera
Il fattore di diluizione-attenuazione per il trasporto e la dispersone in atmosfera ADF
(Air Dispersion Factor), adimensionale, definito come il rapporto tra la concentrazione
nella zona di miscelazione in aria al di sopra della sorgente di volatilizzazione CMA e la
concentrazione in atmosfera CA a valle della zona di miscelazione, rispetto alla direzione
principale del vento:
ADF =
Applicando un modello gaussiano, il fattore di trasporto in fase aeriforme è
determinato dalla seguente espressione:
essendo:
U ⋅ δ
⋅ A
Q =
L
air air atm
C
ADF=
C
dove:
y = distanza laterale dalla sorgente [L];
z = altezza della zona di respirazione (usualmente assunta pari a δair) [L];
Aatm= area della sezione trasversale della sorgente di emissione [L2];
σy = coefficiente di dispersione aerea trasversale [L];
σz = coefficiente di dispersione aerea verticale [L];
Q = portata volumetrica d’aria attraverso la zona di miscelazione [L3⋅T];
L = lunghezza della sorgente di emissione parallela alla direzione principale del vento [L].
C
C
MA
( x)
MA
A
⎡
⎢
⎢
2π⋅U
⎢
⎣
Q
⋅σ
air
y
⋅σ
z
⋅e
2
y
−
2σ
2
y
2
2
( z−δ
air)
( z+
δair)
⎤
− −
2
2
2σ
σ ⎥
z 2 z
⋅e
+ e ⎥
⎥
⎦

Fattori di trasporto:
SOFTWARE di AdR sottoposti a confronto
RBCA TOOLKIT ver. ver.
1.2
Groudwater seivice Inc.
(USA 1999)
ROME ver. ver.
2.1
Agenzia Nazionale per la
Protezione Ambientale (IT)
BP-RISK BP RISK ver. 4.0
BP Amoco Oil (UK)
GIUDITTA ver. 3.0
Provincia di Milano (IT 1997)

Vie di migrazione e di esposizione
SCENARIO DI
ESPOSIZIONE
ROME
ver. 2.1
GIUDITTA
ver.3.0
BP-RISC
ver. 4.0
RBCA Tool
Kit ver. 1.2
Documento
APAT
CONTATTO DIRETTO CON SUOLO
Ingestione √ √ √ √ √
Contatto dermico √ √
OUTDOOR
√ √ √
Inalazione di polveri da SS √ √ √ √
Inalazione di Vapori da SS √ √ √ √ √
Inalazione di Vapori da SP √ √ √ √ √
Inalazione di Vapori da GW √ √
INDOOR
√ √ √
Inalazione di polveri da SS √ √ √
Inalazione di Vapori da SS √ √ √ √ √
Inalazione di Vapori da SP √ √ √ √ √
Inalazione di Vapori da GW √ √ √ √ √
ACQUA AD USO DOMESTICO
Ingestione √ √ √ √ √
Contatto dermico durante la doccia √
Inalazione durante la doccia √
Ingestione durante il bagno
ACQUA SUPERFICIALE AD USO RICREAZIONALE
√ √ √
Contatto dermico durante il bagno √ √ √
Consumo di pesce
ACQUA AD USO IRRIGAZIONE
√
Ingestione accidentale √
Contatto dermico √
Inalazione di vapori √
INGESTIONE DI VEGETALI
Vegetali che crescono su terreno
contaminato
Vegetali che sono irrigati con
acque contaminate
√
√

Attinenza dei software ai criteri metodologici
[APAT rev. 1, 2006]

Analisi di Sensibilità
Sensibilit
L’analisi di sensibilità è una tecnica comunemente usata nel campo della
modellistica per valutare l’effetto della variabilità e dall’incertezza dei
parametri che intervengono nelle procedure di calcolo sul risultato
ottenuto dall’applicazione di un determinato modello matematico.
In questa appendice, lo strumento dell’analisi di sensibilità viene
applicato nell’ambito dell’analisi di rischio con i seguenti obiettivi:
• Quantificare l’effetto della variazione dei diversi parametri sitospecifici
e geometrici sul valore del rischio calcolato;
• Individuare una lista di parametri che debbono prioritariamente essere
determinati mediante misure sito-specifiche;
• Fornire una indicazione su quale sia la scelta più conservativa per il
valore di un determinato parametro, in presenza di un set di dati.

Analisi di Sensibilità
Sensibilit
Tra i parametri, non sono stati considerati quelli di esposizione, il cui
effetto sull’esposizione e quindi sul rischio è di tipo lineare, visto che
compaiono esplicitamente nelle equazioni per il calcolo dell’esposizione
stessa.
Per quanto attiene agli altri parametri (sito-specifici e geometrici) questi
rientrano di fatto nel calcolo della concentrazione al punto di
esposizione, nei quali entrano più propriamente come parametri per il
calcolo dei fattori di trasporto.
Per questo motivo, lo studio di sensibilità presentato in questa
appendice è stato focalizzato riferendosi esclusivamente alle equazioni
relative al calcolo dei fattori di trasporto definite così come descritto nel
Capitolo 3.3 del documento “Criteri Metodologici”.

Criteri di Stima della Sensibilità
Sensibilit
Sensibilità relativa / relativa o rapporto di sensibilità
La sensibilità relativa/relativa consente di determinare la variazione
percentuale di una grandezza di output in funzione di una variazione
percentuale del parametro in input.
s
=
f
xdefault
δf
( x)
( x ) δ ( x)
default
Il risultato ottenuto in termini di sensibilità può variare a seconda del
valore di riferimento scelto.
Per questo motivo, l’analisi di sensibilità è stata ripetuta in
corrispondenza a tre condizioni di riferimento, scelte ovviamente
all’interno dell’intervallo di oscillazione atteso per ogni specifico
parametro: valore minimo, valore massimo, valore medio o di default.

Score 1
Criteri di Stima della Sensibilità
Sensibilit
score1 =
s ⋅
xmax = valore massimo del parametro
xmin = valore minimo del parametro
max
Questo indicatore è ottenuto moltiplicando la sensibilità relativa per il
rapporto tra il valore massimo e minimo che il parametro può
potenzialmente assumere, definiti facendo riferimento ai range, proposti
nelle linee guida.
Poiché questo approccio risulta molto sensibile all’ampiezza di variazione
del parametro e si è ritenuto opportuno applicare un ulteriore indicatore
di score (RAGS, EPA 2002):
x
x
min

Score 2
Criteri di Stima della Sensibilità
Sensibilit
score2
=
xmax = valore massimo del parametro
xmin = valore minimo del parametro
xdefault = valore di default del parametro
s
⋅
( x − x )
max
default
Questo indicatore prevede ancora una volta un termine legato alla
massima oscillazione potenziale di un parametro, che però viene
riportata come differenza (e non più come rapporto) e riferita comunque
al valore di default (o medio) del parametro.
x
min

Criteri di Stima della Sensibilità
Sensibilit
I risultati dell’analisi di sensibilità rispetto ai parametri geometrici e sitospecifici
sono discussi, seguendo la classificazione dei Capitoli 3.1 e 3.2
del documento “Criteri Metodologici”:
• Geometria della sorgente di contaminazione in zona satura;
• Caratteristiche fisiche del terreno in zona satura;
• Geometria della zona satura di suolo;
• Geometria della sorgente di contaminazione in zona insatura;
• Caratteristiche fisiche del terreno in zona insatura;
• Geometria della zona insatura di suolo;
• Caratteristiche degli ambienti aperti;
• Caratteristiche degli ambienti chiusi;

Geometria della sorgente di contaminazione in zona satura
Estensione della sorgente in direzione del flusso di falda: W
Interviene nel calcolo del fattore di lisciviazione LF e non ha un range di
oscillazione univocamente definito.
Per questo motivo si è scelto arbitrariamente di far variare il parametro
tra 2500 cm e 5500 cm.
LF
4,000E-01
3,500E-01
3,000E-01
2,500E-01
2,000E-01
1,500E-01
1,000E-01
5,000E-02
0,000E+00
2500 2800 3100 3400 3700 4000 4300 4600 4900 5200 5500
W(cm )

Geometria della sorgente di contaminazione in zona satura
Estensione della sorgente in direzione ortogonale al flusso di falda: Sw
L’estensione della sorgente nella direzione ortogonale rispetto al flusso
di falda entra in gioco nella determinazione del fattore di diluizione
attenuazione in falda (DAF).
Il modello applicato è l’equazione di Domenico che come risultato ci
restituisce il valore di 1/DAF.
1,8 0 E-0 1
1,6 0 E-0 1
1,4 0 E-0 1
1,2 0 E-0 1
1,0 0 E-0 1
8,00E-02
6,00E-02
4,00E-02
2,00E-02
0,00E+00
2500 2800 3100 3400 3700 4000 4300 4600 4900 5200 5500
Sw( cm)

Caratteristiche fisiche del terreno in zona satura
Conducibilità idraulica del terreno saturo: K sat
Entra nel calcolo del fattore di lisciviazione LF, poiché determina insieme
al gradiente idraulico la velocità dell’acqua in falda, e nel calcolo di
1/DAF.
Il range di variazione è stato definito in base ai valori di letteratura già
proposti nelle presenti linee guida e va dal valore minimo di 5.56E-06
cm/s al massimo di 8.25E-03 cm/s.

Caratteristiche fisiche del terreno in zona satura
Conducibilità idraulica del terreno saturo
LF
1,60E+00
1,40E+00
1,20E+00
1,00E+00
8,00E-01
6,00E-01
4,00E-01
2,00E-01
0,00E+00
1,16E-05
4,00E-05
1,00E-04
5,79E-04
1,16E-03
2,31E-03
3,47E-03
Ksat (cm /s)
4,63E-03
5,79E-03
6,94E-03
8,10E-03

Caratteristiche fisiche del terreno in zona satura
Conducibilità idraulica del terreno saturo
1/DAF
2,50E-01
2,00E-01
1,50E-01
1,00E-01
5,00E-02
0,00E+00
1,16E-05
4,00E-05
1,00E-04
5,79E-04
1,16E-03
2,31E-03
3,47E-03
Ksat (cm /s)
4,63E-03
5,79E-03
6,94E-03
8,10E-03

Caratteristiche fisiche del terreno in zona satura
Porosità totale del terreno Θ T
Nel caso della zona satura di terreno, la porosità totale interviene nella
determinazione del fattore di ritardo R che attraverso l’equazione di
Domenico ci permette di determinare 1/DAF. Attraverso un’accurata
ricerca bibliografica, già presentata in queste linee guida, è stato definito
un range di variazione che va da 0.35 a 0.49.
6,00E-01
5,80E-01
5,60E-01
5,40E-01
5,20E-01
5,00E-01
4,80E-01
4,60E-01
4,40E-01
0,34 0,35 0,36 0,37 0,38 0,39 0,40 0, 41 0, 42 0, 43 0, 44 0, 45 0,46 0,47 0,48 0,49 0,5
θT

Caratteristiche fisiche del terreno in zona satura
Dispersività longitudinale α x .
Questo parametro interviene nel calcolo del fattore di dispersione
laterale (1/DAF). E’ stato calcolato utilizzando l’equazione proposta da
Xu and Eckstein:
α
x
=
( ) 414 . 2
log
0. 83⋅
L
Si è ipotizzato di far variare L da 10 m a 1000 m.
1/DAF
1,000E+00
9,000E-01
8,000E-01
7,000E-01
6,000E-01
5,000E-01
4,000E-01
3,000E-01
2,000E-01
1,000E-01
0,000E+00
Dove L è un fattore di scala.
83,00
298,36
442,35
620,52
741,42
834,94
911,99
977,92
1035,78
1087,49
1134,32
1177,20
x (cm)

Geometria della zona satura di suolo
Spessore della zona di miscelazione in falda δgw.
Rappresenta lo spessore, partendo dal piano di falda, entro il quale si
ipotizza avvenga la miscelazione del contaminante percolato da una
sorgente posta in zona insatura. Interviene nel calcolo del fattore di
Lisciviazione LF. Anche per questo parametro non esiste un range di
variazione univoco e si è ipotizzata arbitrariamente una variazione da un
minimo di 100 cm ad un massimo di 500 cm.
LF
6,000E-01
5,000E-01
4,000E-01
3,000E-01
2,000E-01
1,000E-01
0,000E+00
100 150 200 250 300 350 400 450 500
⎠ gw (cm)

Risultati dell’analisi dell analisi di sensibilità
sensibilit
I risultati dello studio di sensibilità sono stati riassunti in forma di tabelle
così organizzate. Sono state approntate tre Tabelle nelle quali per ogni
fattore di trasporto sono indicati i valori di sensibilità relativa/relativa e
di score rispetto a ciascun parametro che rientra nella corrispondente
equazione di calcolo. In particolare:
• In Tabella N.4 sono riportati i valori di sensibilità relativa/relativa
calcolati in corrispondenza del valore minimo di oscillazione potenziale
del singolo parametro
• In Tabella N.5 sono riportati i valori di sensibilità relativa/relativa
calcolati in corrispondenza del valore medio di oscillazione potenziale del
singolo parametro
• In Tabella N.6 sono riportati i valori di sensibilità relativa/relativa
calcolati in corrispondenza del valore massimo di oscillazione potenziale
del singolo parametro

Intorno del valore minimo
Risultati dell’analisi dell analisi di sensibilità
sensibilit
Tab. N. 4 Analisi di sensibilità nell'intorno del valore minimo.
Fattori di
trasporto
VFss
Pef
VFsamb
VFwamb
VFsesp
VFwesp
LF
1/DAF
Tipo di analisi W (cm) Sw (cm) dgw (cm) Ksat (cm/s) i θT θw θwcap foc δair(cm)
Range > 2490 - 2510 2490 - 2510 95 - 105 5,46E-6 - 5,66E-6 0,001 - 0,003 0,34 - 0,36 0,03 - 0,05 0,32 - 0,34 0,001 - 0,002 100 - 120
Relativa relativa 5,97E-01 -2,1E-01 -2,83E-01 -1,01E+00
Score1 8,78E-01 -2,7E+00 -8,50E+00
Score2
2,51E-01 -6,27E-01
-1,18E+01
Relativa relativa -1,01E+00
Score1
Score2
Relativa relativa 1,19E+00 -4,2E-01 -5,83E-01 -1,01E+00
Score1 1,76E+00 -5,4E+00 -1,75E+01
Score2
5,03E-01 -1,26E+00
-2,43E+01
Relativa relativa 1,33E+00 -2,8E-02 -1,25E+01 -1,01E+00
Score1 1,96E+00 -3,6E-01 -1,64E+01
Score2
5,60E-01 -8,35E-02 -3,68E+00
Relativa relativa 1,19E+00 -3,7E-02 -5,83E-01
Score1 1,76E+00 -4,8E-01 -1,75E+01
Score2
5,03E-01 -1,10E-01
-2,43E+01
Relativa relativa 1,33E+00 -7,6E-03 -2,76E+00
Score1 1,96E+00 -9,9E-02 -3,63E+00
Score2
5,60E-01 -2,29E-02 -8,12E-01
Relativa relativa 8,70E-01 -6,50E-01 -1,48E-02 -9,41E-02 -1,35E-01 -2,6E-02 -5,83E-01
Score1 -2,27E+01 -9,41E+00 -1,99E-01 -3,4E-01 -1,75E+01
Score2
-7,83E-02 -1,86E-01 -5,70E-02 -7,91E-02
-2,43E+01
Relativa relativa 7,58E-01 2,56E+01 4,25E+01 5,27E-01 -9,23E-02
Score1 3,92E+04 4,25E+03 7,75E-01 -2,77E+00
Score2
1,35E+02 8,41E+01 2,22E-01
-3,86E+00

Classificazione dei parametri in funzione della sensibilità
sensibilit
I dati di sensibilità sono stati utilizzati per effettuare una
classificazione dei diversi parametri in funzione dei corrispondenti
valori di score.
Per adeguarsi a quanto proposto nel documento RAGS/EPA è stato
deciso di utilizzare come indicatore lo Score 2 e il grado di sensibilità
dei diversi parametri sui singoli fattori è stato definito in maniera
semi-quantitativa:
Valore
score2 (S2)
Sensibilità
0

Classificazione dei parametri in funzione della sensibilità
sensibilit
Si sottolinea che per alcuni parametri non è stato possibile effettuare
alcun tipo di classificazione, in quanto non sono stati determinati gli
score corrispondenti.
Per questi fattori, l’unico valore a cui fare riferimento è quello della
sensibilità relativa/relativa, che però non tiene conto dell’effettivo
range di oscillazione di un parametro.
Valore sensibilità
relativa/relativa
Sensibilità
0

Classificazione dei parametri in funzione della sensibilità
sensibilit
Tab. N.7 Classificazione sensibilità
Fattori di
trasporto
W (cm) Sw (cm) dgw (cm) Ksat (cm/s) i θT
VFss Bassa
Pef
VFsamb Medio/Bassa
VFwamb Medio/Bassa
VFsesp Medio/Bassa
VFwesp Medio/Bassa
LF Alta Alta Alta Media Bassa
1/DAF Alta Alta Alta Bassa
Per definire la sensibilità si è effettuata la media dei valori ottenuti per
ogni parametro rispetto al valore minimo, medio e massimo di
oscillazione. In colore rosso sono stati evidenziati i parametri per i quali è
disponibile il solo valore di sensibilità relativa/relativa.

Classificazione dei parametri in funzione della sensibilità
sensibilit
Fattori di
trasporto
Vie di migrazione Sensibilità
W (cm) LF Alta
Sw (cm) 1/DAF Alta
dgw (cm) LF Alta
Ksat (cm/s) LF, 1/DAF Alta
i LF, 1/DAF Alta
θT
θw
VFss, VFsamb, VFwamb,
VFsesp, VFwesp, LF,
1/DAF
VFss, VFsamb, VFwamb,
VFsesp, VFwesp, LF
Bassa
Medio/Bassa
θwcap VFwamb, VFwesp Medio/Bassa
foc
VFss, VFsamb, VFsesp,
LF, 1/DAF
Alta
δair(cm)
W'(cm)
VFss, Pef, VFsamb,
VFwamb
VFss, Pef, VFsamb,
VFwamb
Alta
Alta

Classificazione dei parametri in funzione della sensibilità
sensibilit
Uair (cm/s)
VFss, Pef, VFsamb,
Vfwamb
Alta
τ (anni) VFss Bassa
Lcrack (cm) VFsesp, VFwesp Media
Lb (cm) VFsesp, VFwesp Media
ER (1/d) VFsesp, VFwesp Alta
η VFsesp, VFwesp Alta
θwcrack VFsesp, VFwesp Medio/Bassa
LGW (cm) VFwamb, VFwesp Media
hcap (cm) VFwamb, VFwesp Media
ρs (g/cm 3 )
VFss, VFsamb, VFsesp,
LF
Bassa
Ief (cm/anno) LF Medio/Alta
Ls(cm) VFsamb, VFsesp, VFwesp Media
αx (cm) 1/DAF Alta

Criterio di selezione del valore dei parametri
Infine, con riferimento ad i criteri per la stima dei parametri sitospecifici
esposti in precedenza, i risultati dell’analisi di sensibilità sono
stati impiegati per definire se la scelta più conservativa per un dato
parametro corrisponda al valore massimo o ad un opportuno UCL della
media ovvero al valore minimo o ad un opportuno LCL della media.
Questa indicazione è fornita nella slide seguente, dove:
con il simbolo “>” si indica che il valore più conservativo è quello
massimo o l’opportuno UCL della media di un determinato data set;
con il simbolo “

Tab. N. 9 Scelte più conservative
Fattori di
trasporto
Criterio di selezione del valore dei parametri
W (cm) Sw (cm) dgw (cm) Ksat (cm/s) i θT θw θwcap foc δair(cm)
VFss > < < <
Pef <
VFsamb > < < <
VFwamb > < < <
VFsesp > < <
VFwesp > < <
LF > < < < < < <
1/DAF > > > >

Definizione del Modello Concettuale
Sorgente
Parametri di esposizione
Calcolo dell’esposizione
Trasporto Bersaglio
Stima del RISCHIO
o dell’Indice dell Indice di Pericolo

DEFINIZIONE DI SCENARIO DI ESPOSIZIONE
RISCHIO = ESPOSIZIONE x TOSSICITA’
TOSSICITA TOSSICITA’
E = C × POE
EM
E = Esposizione [mg/kg - giorno]; assunzione cronica giornaliera del contaminante
EM = Portata effettiva di esposizione, es. [L (kg giorno) -1 ]; quantità di suolo ingerita
o di aria inalata o di acqua contaminata bevuta al giorno per unità di peso
corporeo
C poe = Concentrazione del contaminante nel suolo, nell’acqua, nell’aria o negli alimenti
calcolata in corrispondenza del punto di esposizione, es. [mg/L] o [mg/kg-suolo]

Parametri di esposizione umana
Valutazione della portata effettiva di esposizione (EM)
EM
=
CR × EF
BW ×
× ED
AT
EM = Portata effettiva di esposizione [mg/kg - giorno]
CR = Tasso di contatto [kg-suolo/giorno]
EF = Frequenza dell’esposizione [giorni/anno]
ED =Durata dell’esposizione [anni]
BW = Peso corporeo [kg]
AT = Tempo di mediazione [anni]
In particolare, con il simbolo AT si indica il tempo medio di esposizione esposizione
di un individuo ad
una data sostanza. Per le sostanze cancerogene l’esposizione
l esposizione è calcolata sulla durata
media della vita (AT = 70 anni), mentre per quelle non cancerogene
cancerogene
è mediata sull’effettivo
sull effettivo
periodo di esposizione(AT = ED). Ne consegue che il rischio per sostanze cancerogene è
relativo non al periodo di tempo della diretta esposizione, bensì bens a tutto l’arco l arco della vita.

Le vie e le modalità di esposizione sono quelle mediante le quali il potenziale
bersaglio entra in contatto con le specie chimiche contaminanti.
Si ha una esposizione diretta se la via di esposizione coincide con la
sorgente di contaminazione.
Si ha una esposizione indiretta nel caso in cui il contatto del recettore con
la sostanza inquinante avviene a seguito della migrazione dello stesso e
quindi avviene ad una certa distanza dalla sorgente.
In generale, le vie di esposizione possono essere suddivise in cinque
categorie:
• suolo superficiale (SS),
• aria outdoor (AO),
• aria indoor (AI),
• acqua profonda (GW)
• acqua superficiale (SW).
Vie e Modalità di Esposizione

VIE E MODALITA’ MODALITA DI ESPOSIZIONE E BERSAGLI
VIE DI ESPOSIZIONE
Suolo Superficiale (SS)
Aria Outdoor (AO)
1. Aria Indoor (AI)
Falda (GW)
Acqua Superficiale (SW)
MODALITA’ DI
ESPOSIZIONE
Contatto dermico
Ingestione
Inalazione
BERSAGLIO
Ambiente aperto ad uso residenziale o
commerciale/industriale presente on-site
Ambiente aperto ad uso residenziale o
commerciale/industriale presente on-site o a valle della
sorgente di contaminazione rispetto alla direzione
prevalente del vento
Inalazione Ambiente confinato ad uso residenziale o
commerciale/industriale presente on-site o a valle della
sorgente di contaminazione rispetto alla direzione
prevalente del vento
Ingestione
Contatto dermico
Ingestione
Contatto dermico
Pozzo ad uso potabile presente on-site o a valle della
sorgente di contaminazione, rispetto alla direzione di
scorrimento della falda
Acque lentiche o lotiche, presenti a valle della sorgente
di contaminazione, rispetto alla direzione di scorrimento
della falda

Bersagli della Contaminazione
Per quanto riguarda i bersagli della contaminazione questi sono
esclusivamente umani.
Tali ricettori sono differenziati in funzione:
-della della loro localizzazione:
localizzazione:
infatti si devono prendere in considerazione nella analisi tutti
i recettori umani compresi nell’area nell area logica di influenza del sito potenzialmente contaminato.
In tale ambito, si definiscono bersagli on-site on site quelli posti in corrispondenza della
sorgente di contaminazione, e bersagli off-site off site quelli posti ad una certa distanza
da questa.
- della destinazione d’uso d uso del suolo; suolo;
nel presente documento, le tipologie di
uso del suolo, sono differenziate in:
o Residenziale, a cui corrispondono bersagli umani sia adulti che che
bambini;
o Ricreativo, a cui corrispondono bersagli umani sia adulti che bambini;
o Industriale/Commerciale, a cui corrispondono bersagli esclusivamente esclusivamente
adulti.
In assenza di dati di esposizione sito specifici, per BAMBINI si intende
individui aventi una età et compresa tra 0 - 6 anni.

Bersagli
Al fine di poter localizzare gli stessi, è necessario reperire delle
specifiche informazioni riguardanti l’area l area oggetto di indagine. Alcuni di
queste informazioni riguardano:
l’uso uso del sito attuale e la destinazione d'uso prevista dagli strumenti strumenti
urbanistici;
l’uso uso del suolo nell’intorno nell intorno del sito (residenziale, industriale,
commerciale, agricolo, ricreativo);
la presenza di pozzi e di corpi idrici superficiali;
l’utilizzo utilizzo delle acque superficiali e sotterranee (potabile, irriguo, irriguo,
ricreativo);
la distribuzione della popolazione residente e delle altre attivit attività
antropiche.

Bersagli
In particolare, se le due destinazioni d’uso d uso del sito (attuale e futura) non
risultano coincidenti, è opportuno effettuare una AdR per ognuna di esse
e quindi selezionare il risultato maggiormente cautelativo in termini termini
di
rischio. Mentre, nel caso in cui non risulta possibile prevedere il tipo di
attività attivit associabile in futuro al sito, è necessario attribuire a questo la
destinazione maggiormente cautelativa in termini di rischio potenziale, potenziale,
oppure prevedere la conduzione di una valutazione del sito integrativa integrativa
al
momento dell’attuazione dell attuazione del cambiamento di destinazione.

sorgente di
contaminazione
modalità di
migrazione (*)
Tipologie di bersagli considerati
Elenco delle tipologie di bersagli considerati in funzione della sorgente di contaminazione e della
modalità di esposizione
suolo superficiale
suolo profondo
falda
via di esposizione modalità di esposizione
tipo di
esposizione
bersaglio
on-site (**)
bersaglio
off-site
bersaglio
on-site
bersaglio
off-site
bersaglio
on-site
---
--suolo
superficiale
ingestione di suolo
contatto dermico
diretta
diretta
A e B
A e B
---
---
A e B
A e B
---
---
A
A
---
--erosione
del vento
(e dispersione in aria)
voaltilizzazione
(e dispersione in aria)
aria outdoor
inalazione di polveri outdoor
inalazione di vapori outdoor
indiretta
indiretta
A e B
A e B
A e B
A e B
A e B
A e B
A e B
A e B
A
A
A
A
erosione del vento
(e dispersione in aria)
voaltilizzazione
(e dispersione in aria)
aria indoor
inalazione di polveri indoor
inalazione di vapori indoor
indiretta
indiretta
A e B
A e B
A e B
A e B
---
---
---
---
A
A
A
A
percolazione nell'insaturo,
diluizione in falda
(e trasporto in falda)
falda
ingestione di acqua a scopo
potabile
indiretta A e B A e B --- --- A A
percolazione, (trasporto in
contatto dermico e
falda e migrazione verso acqua superficiale ingestione accidentale di indiretta --- --- A e B A e B --- ---
risorsa idrica superficiale)
acqua
voaltilizzazione
(e dispersione in aria)
percolazione nell'insaturo,
diluizione in falda
(e trasporto in falda)
percolazione, (trasporto in
falda e migrazione verso
risorsa idrica superficiale)
---
(trasporto in falda)
volatilizzazione da falda
---
(trasporto in falda e
migrazione verso risorsa
idrica superficiale)
aria outdoor inalazione di vapori outdoor indiretta A e B A e B A e B A e B A A
aria indoor inalazione di vapori indoor indiretta A e B A e B A e B A e B A A
falda
acqua superficiale
falda
aria outdoor
aria indoor
acqua superficiale
(*) le modalità di migrazione tra parentesi comportano una esposizione off-site
(**) A = Adulto, B =Bambino
ingestione di acqua a scopo
potabile
contatto dermico e
ingestione accidentale di
acqua
ingestione di acqua a scopo
potabile
inalazione di vapori outdoor
da falda
inalazione di vapori indoor
da falda
contatto dermico e
ingestione accidentale di
acqua
uso del suolo
RESIDENZIALE
uso del suolo
RICREATIVO
uso del suolo
IND/COMM
bersaglio
off-site
indiretta A e B A e B --- --- A A
indiretta --- --- A e B A e B --- ---
diretta A e B A e B --- --- A A
indiretta A e B --- A e B A e B A A
indiretta A e B --- --- --- A A
indiretta --- --- A e B A e B --- ---

Equazioni per il calcolo della portata di esposizione

E’ evidente che la stima della portata effettiva di esposizione EM
prevede la valutazione dei diversi parametri di esposizione relativi ai
ricettori individuati.
Fattori di Esposizione
Nella Appendice I è descritta, per ogni fattore di esposizione e in
corrispondenza di ogni modalità di esposizione, la procedura seguita
per la selezione del valore da assumere quale default. L’utilizzo di tali
valori di default è previsto per l’applicazione di un livello 1 di analisi di
rischio sanitario e per l’applicazione del livello 2, nel caso in cui non si
abbiano a disposizione dati sito-specifici.

Materiale bibliografico di base:
[Manuale Unichim n. 196/1, 2002]
[RAGS/HHEM, RAGS/HHEM, EPA 1989]
[OSWER 9355.4-24, 9355.4 24, EPA 2001]
Concawe Report n.2 .2, , 1997]
[ASTM E1739-95] E1739 95] [PS 104-98] 104 98]
software (RBCA Tool Kit ver 1.2, BP-RISK BP RISK ver 4.0, GIUDITTA ver 3.0, ROME
ver 2.1).
Fattori di Esposizione
Inoltre: "Exposure Exposure Factor Handbook" Handbook"
dell’EPA dell EPA
“Children Children Exposure Factor Handbook” Handbook [EPA-CEFH, [EPA CEFH, 2002].
RIVM Report 711701030 /2002. /2002.
Quest’ultimo Quest ultimo contiene i risultati di una indagine svolta dal gruppo di lavoro CLARINET,
che ha riguardato, tra l’altro, l altro, il confronto tra i valori dei fattori espositivi assunti da alcuni
software europei (CETOX ( CETOX-human human (Denimarca Denimarca); ); CLEA D.D. (Regno unito); CSOIL 8.0
(Olanda); ROME 01 (Italia); Vlier-humaan
Vlier humaan (Belgio e Fiandre); modello di origine
svizzera; modello di origine francese)

Concetto di RME
(Reasonable
Reasonable Maximum
Exposure)
Exposure
massima esposizione
ragionevolmente possibile
tiene conto delle incertezze nella
stima dell’esposizione
a lungo termine

Fattori di esposizione (Default) [APAT rev. 1, 2006]
FATTORI DI ESPOSIZIONE (EF) Simbolo Unità di Misura Residenziale Ricreativo Com/Ind
Fattori comuni a tutte le modalità di esposizione Adulto Bambino Adulto Bambino Adulto
Peso corporeo BW kg 70 15 70 15 70
Tempo medio di esposizione per le sostanze cancerogen ATc anni 70 70 70 70 70
Tempo medio di esposizione per le sostanze non cancer
Ingestione di acqua potabile (GW)
ATn anni ED ED ED ED ED
Durata di esposizione ED anni 24 6 --- --- 25
Frequenza di esposizione EF giorni/anno 350 350 --- --- 250
Tasso di ingestione di acqua
Inalazione di Aria Outdoor (AO)
IRw L/giorno 2 1 --- --a
1( )
Durata di esposizione ED anni 24 6 24 6 25
Frequenza di esposizione EF giorni/anno 350 350 350 350 250
Frequenza giornaliera di esposizione outddor EFgo ore/giorno 24 24 3 3 8
Inalazione outdoor Bo m 3 /ora 0,9 ( b ) 0,7 ( b ) 3,2 1,9 2,5 ( c )
Frazione di particelle di suolo nella polvere
Inalazione di Aria Indoor (AI)
Fsd adim. 1 1 1 1 1
Durata di esposizione ED anni 24 6 --- --- 25
Frequenza di esposizione EF giorni/anno 350 350 --- --- 250
Frequenza giornaliera di esposizione indoor EFgi ore/giorno 24 24 --- --- 8
Inalazione indoor (**) Bi m 3 /ora 0,9 0,7 --- --- 0,9 ( c )
Frazione indoor di polvere all'aperto
Contatto dermico con Suolo (SS)
Fi adim. 1 1 --- --- 1
Durata di esposizione ED anni 24 6 24 6 25
Frequenza di esposizione EF giorni/anno 350 350 350 350 250
Superficie di pelle esposta SA cm 2
5700 2800 5700 2800 3300
Fattore di aderenza dermica del suolo AF mg/(cm 2 giorno) 1 1 1 1 1
Fattore di assorbimento dermico
Ingestione di Suolo (SS)
ABS adim.
Durata di esposizione ED anni 24 6 24 6 25
Frequenza di esposizione EF giorni/anno 350 350 350 350 250
Frazione di suolo ingerita FI adim. 1 1 1 1 1
Tasso di ingestione di suolo
Ingestione di acqua di superficie (nuotando) (SW)
IR mg/giorno 100 200 100 200 50
Durata di esposizione ED anni --- --- 24 6 ---
Frequenza di esposizione EF giorni/anno --- --- 45 45 ---
Frequenza giornaliera di esposizione EFg ore/giorno --- --- 2,6 2,6 ---
Tasso di ingestione IR litri/ora --- --- 0,05 0,05 ---
Contatto dermico con acqua di superficie (nuotando) (SW)
Durata di esposizione ED anni --- --- 24 6 ---
Frequenza di esposizione EF giorni/anno --- --- 45 45 ---
Frequenza giornaliera di esposizione EFg ore/giorno --- --- 2,6 2,6 ---
Superficie di pelle esposta SA cm 2
--- --- 20000 7930 ---
Coefficiente di permeabilità ( f 0,1 / 0,01(
) PC cm/ora
---
e )

Fattori di esposizione (Default)
Le modifiche apportate ai valori di default nella revisione 1 (2006),
rispetto alla revisione 0 (2005), riguardano essenzialmente:
• Durata di esposizione (ED) nell’ambito residenziale/ricreativo: per le
sostanze cancerogene, il documento APAT 2006 prevede un’esposizione
pari alla somma di 6 anni di esposizione bambino e di 24 anni adulto, per
un totale di 30 anni. Ciò comporta una variazione al calcolo della portata
effettiva di esposizione EM, che si ottiene dalla relazione:
EM adj = EM bambino + EM adulto
dove EMbambino ed EMadulto sono calcolate considerando
rispettivamente i parametri di esposizione di un bambino e di un adulto
(peso corporeo, durata dell’esposizione, ecc…).
Durata di esposizione (ED) nell’ambito industriale: il valore di tale
parametro è stato ridotto da 30 anni a 25 anni. Tale modifica ha
permesso di uniformarsi con i valori proposti come default dai principali
documenti di riferimento internazionali.

Fattori di esposizione (Default)
Frequenza giornaliera di esposizione outdoor e indoor (EFgo) (EFgi): tale
modifica è conseguente al criterio selezionato dal documento APAT 2006
riguardo il criterio di cumulo del rischio per vie di esposizione.
Nella revisione 2006 si propone di calcolare il rischio sia per esposizione
outdoor che per esposizione indoor e di selezionare il valore più
conservativo tra i due. Il tal caso, la frequenza giornaliera di esposizione
sia outdoor che indoor è stata assunta pari a 24 ore.
Tasso orario di inalazione indoor in ambito industriale (Bi): il valore di tale
parametro è stato ridotto da 2,5 m3/ora a 0,9 m3/ora. Tale scelta è
motivata dal fatto che risulta più ragionevole per l’indoor assumere un
tasso di inalazione rappresentativo di una attività sedentaria, anziché di
dura attività fisica (come invece proposto nella revisione 2005).
Superficie di pelle esposta (SA): il valore di tale parametro è stato ridotto
per tutte le tipologie di bersagli. Tale modifica ha permesso di uniformarsi
con i valori proposti come default dai principali documenti di riferimento
internazionali.

Sorgente
Calcolo del rischio e
degli obiettivi di bonifica
Trasporto Bersaglio
Stima del RISCHIO
o dell’Indice dell Indice di Pericolo

Calcolo del rischio e degli obiettivi di bonifica
La procedura di analisi di rischio assoluta può avere un duplice obiettivo
finale:
stimare quantitativamente il rischio per la salute umana connesso ad
uno specifico sito, in termini di valutazione delle conseguenze legate alla
sua situazione qualitativa;
individuare dei valori di concentrazione accettabili nel suolo e nella
falda vincolati alle condizioni specifiche del singolo sito.
I due distinti risultati derivano dalla applicazione della procedura secondo
due distinte modalità:
La modalità diretta (forward mode);
La modalità inversa (backward mode).

Principi della Procedura di Calcolo
Si ritiene opportuno ricordare i principi fondamentali su cui si basa la
procedura di calcolo, validi in caso di applicazione sia della modalità
diretta che inversa:
• principio del caso peggiore (“worste case”) che riguarda in generale
tutte le fasi di applicazione della procedura di analisi assoluta di
rischio e deve sempre guidare la scelta tra alternative possibili;
• principio della esposizione massima ragionevolmente possibile
(RME, ossia ‘Reasonable Maximum Exposure'), che prevede in
relazione ai parametri di esposizione l’assunzione di valori
ragionevolmente conservativi al fine di pervenire a risultati cautelativi
per la tutela della salute umana (paragrafo 3.4.1);
Inoltre, l'analisi di rischio assoluta è rivolta alla valutazione dei rischi
cronici o a lungo termine associati ai siti contaminati, piuttosto che
rischi in condizioni di esposizione acuta.

Stima del Rischio
Il rischio per la salute umana viene differenziato
tra individuale e cumulativo. Si definisce:
Rischio e indice di pericolo individuale (R e HQ): HQ) :
rischio dovuto ad un singolo contaminante per
una o più pi vie d’esposizione.
d esposizione.
Rischio e indice di pericolo cumulativo (R TOT e
HQ TOT ): : rischio dovuto alla cumulazione degli
effetti di più pi sostanze per una o più pi vie
d’esposizione.
esposizione.

Stima del Rischio INDIVIDUALE
Il Rischio per la salute umana si definisce INDIVIDUALE quando è
associato ad una singola specie chimica inquinante e ad una o più pi
modalità modalit di esposizione.
HI =
Sostanze tossiche con effetto soglia :
E
TDI
HI = Hazard Index
E = Esposizione cronica[mg/kg-giorno]
TDI = Tossicità [mg/kg-giorno]
Sostanze cancerogene:
cancerogene
R = E ×
SF
R = rischio incrementale di tumore lifetime
E = Esposizione cronica lifetime [mg/kg-giorno]
SF = Tossicità [1/(mg/kg-giorno)]

Stima del Rischio INDIVIDUALE

Stima del Rischio INDIVIDUALE
Per quanto concerne il criterio di cumulazione del rischio dovuto dovuto
a più pi vie
d’esposizione, esposizione, il documento APAT 2006 (apportando una ulteriore
modifica alla revisione 2005) propone un approccio simile a quello quello
adottato dallo standard [ASTM ,1995].
Il Rischio individuale per la salute umana viene stimato selezionando selezionando
il
valore più pi conservativo tra esposizione outdoor ed esposizione indoor
(attribuendo ad entrambe frequenza giornaliera pari a 24 ore). Mentre Mentre
nella revisione 2005 si proponeva di sommare l’esposizione l esposizione indoor con
quella outdoor (distribuendo la frequenza giornaliera di esposizione esposizione
tra
indoor e outdoor).

Stima del Rischio INDIVIDUALE

Stima del Rischio INDIVIDUALE

Stima del Rischio per la risorsa
idrica sotterranea

Stima del Rischio per la risorsa
idrica sotterranea

Stima del Rischio CUMULATIVO
Il Rischio per la salute umana si definisce CUMULATIVO quando è
associato ad più pi specie chimiche inquinanti e ad una o più pi modalità modalit di
esposizione.

Criteri di accettabilità accettabilit del rischio
Accettabilità del Rischio e dell’Indice di Pericolo (D.M. 471/99)
Contaminante
CANCEROGENO
TOSSICO
INDIVIDUALE
THI = 1.0
TR = 10-6 ÷ 10-4
CUMULATIVO
THI(cumulativo) = 1.0
Accettabilità del Rischio e dell’Indice di Pericolo (D.Lgs. 152/06)
Contaminante
CANCEROGENO
TOSSICO
Contaminante
CANCEROGENO
TOSSICO
INDIVIDUALE
THI = 1.0
Accettabilità del Rischio e dell’Indice di Pericolo (APAT rev.1, 2006)
INDIVIDUALE
TR = 10-6
THI = 1.0
TR = 10-5
CUMULATIVO
THI(cumulativo) = 1.0
CUMULATIVO
TR(cumulativo) = 10-5
THI(cumulativo) = 1.0

Obiettivi di bonifica sito-specifici
sito specifici
(Concentrazione Soglia di Contaminazione – CSC)

Obiettivi di bonifica sito-specifici
sito specifici
(Concentrazione Soglia di Contaminazione – CSC)
Calcolo della CSR per singola via di esposizione – Rischio INDIVIDUALE accettabile

Obiettivi di bonifica sito-specifici
sito specifici
(Concentrazione Soglia di Contaminazione – CSC)
Calcolo della CSR per più pi vie di esposizione – Rischio INDIVIDUALE accettabile

Obiettivi di bonifica sito-specifici
sito specifici
(Concentrazione Soglia di Contaminazione – CSC)
Calcolo della CSR per più pi vie di esposizione – Rischio INDIVIDUALE accettabile

Obiettivi di bonifica sito-specifici
sito specifici
(Concentrazione Soglia di Contaminazione – CSC)
Calcolo della CSR per più pi vie di esposizione – Rischio INDIVIDUALE accettabile

Obiettivi di bonifica sito-specifici
sito specifici
(Concentrazione Soglia di Contaminazione – CSC)
Calcolo della CSR per più pi vie di esposizione – Rischio INDIVIDUALE accettabile

Obiettivi di bonifica sito-specifici
sito specifici
(Concentrazione Soglia di Contaminazione – CSC)
Calcolo della CSR per più pi vie di esposizione – Rischio INDIVIDUALE accettabile

Obiettivi di bonifica sito-specifici
sito specifici
(Concentrazione Soglia di Contaminazione – CSC)
Calcolo della CSR – Rischio CUMULATIVO accettabile

Presenza di prodotto libero (NAPL)
Analisi statistica Monte Carlo

CONCLUSIONI
La Valutazione di Rischio assoluto in caso di siti inquinati, o
potenzialmente tali, è un validissimo strumento di supporto alle
decisioni sia per gli Enti ed Organismi Pubblici di controllo e
salvaguardia del territorio, che per l’industria, l industria, in quanto permette di
individuare al meglio i più pi idonei interventi tecnici di ripristino e di
controllo, tra diverse opzioni generalmente potenzialmente
applicabili, da realizzare in caso di fenomeni di inquinamento, in
un’ottica un ottica di ottimizzazione tecnica ed economica.
La Valutazione del Rischio è una attività attivit che deve essere eseguita
secondo metodologie validate e strumenti di supporto affidabili.